1. No category

PARTIKELFORURENING OG HELBREDSEFFEKTER
I ROSKILDE KOMMUNE
Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi
AU
AARHUS
UNIVERSITET
DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI
nr. 107
2014
[Tom side]
PARTIKELFORURENING OG HELBREDSEFFEKTER
I ROSKILDE KOMMUNE
Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi
Steen Solvang Jensen
Matthias Ketzel
Jørgen Brandt
Aarhus Universitet, Institut for Miljøvidenskab
AU
AARHUS
UNIVERSITET
DCE – NATIONALT CENTER FOR MILJØ OG ENERGI
nr. 107
2014
Datablad
Serietitel og nummer:
Titel:
Forfattere:
Institution:
Udgiver:
URL:
Udgivelsesår:
Redaktion afsluttet:
Faglig kommentering:
Finansiel støtte:
Bedes citeret:
Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 107
Partikelforurening og helbredseffekter i Roskilde Kommune
Steen Solvang Jensen, Matthias Ketzel & Jørgen Brandt
Institut for Miljøvidenskab
Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi ©
http://dce.au.dk
September 2014
04-09-2014
Helge Rørdam Olesen
Roskilde Kommune
Jensen, S.S., Ketzel, M. & Brandt, J. 2014. Partikelforurening og helbredseffekter i
Roskilde Kommune. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 60
s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 107
http://dce2.au.dk/pub/SR107.pdf
Gengivelse tilladt med tydelig kildeangivelse
Sammenfatning:
Emneord:
Layout:
Foto forside:
ISBN:
ISSN (elektronisk):
Sideantal:
Internetversion:
Rapporten beskriver luftforureningen og dens kilder, samt dens sundhedsbelastning
og tilhørende samfundsøkonomiske omkostninger i Roskilde Kommune med vægt på
partikelforurening. Rapporten bygger på en sammenstilling af eksisterende viden og
tilgængelige data.
Luftkvalitet, kildeopgørelse, helbredseffekter, samfundsøkonomiske omkostninger
Ann-Katrine Holme Christoffersen
Roskilde Kommune
978-87-7156-082-4
2244-9981
60
Rapporten er tilgængelig i elektronisk format (pdf) som
http://dce2.au.dk/pub/SR107.pdf
Indhold
Dansk sammenfatning
Formål og baggrund
Undersøgelsen
Hovedkonklusioner
Projektresultater
English Summary
1
2
4
5
5
6
9
11
Purpose and background
The study
Main conclusions
Project results
11
11
12
15
Luftforurening og sundhedseffekter
17
1.1
1.2
1.3
1.4
1.5
1.6
1.7
Bidrag til luftforurening
Kilder til partikler
Kilder til kvælstofoxider
Spredning
Kemisk omdannelse
Sundhedseffekter af luftforurening
Grænseværdier for luftkvalitet
17
17
18
19
21
22
24
Luftkvalitetsvurdering for Roskilde Kommune
26
2.1
2.2
26
2.3
2.4
3
5
Luften på din vej
Geografisk variation af luftkvaliteten i Roskilde
Kommune
Luftkvalitet i Roskilde Kommune statistisk set
Luftforurening fra brænderøg i Roskilde Kommune
29
34
34
Kildeopgørelse for Roskilde Kommune
38
3.1
3.2
3.3
3.4
38
40
41
42
Totale emissioner i Roskilde Kommune
Geografisk variation af emissioner i Roskilde Kommune
Kildeopgørelse for trafikken
Kildeopgørelser for 99 gader i København
Helbredseffekter og samfundsøkonomiske omkostninger af
luftforurening i Roskilde Kommune
48
4.1
4.2
4.3
4.4
48
48
52
53
Impact pathway metoden
Det integrerede modelsystem EVA
Helbredseffekter
Samfundsøkonomiske omkostninger
Referencer
55
Bilag 1: Indregistreringsdatoer for Euroemissionsnormer
59
[Tom side]
Dansk sammenfatning
Formål og baggrund
Formålet med rapporten er at beskrive luftforureningen og dens sundhedsbelastning i Roskilde Kommune med vægt på partikelforurening. Rapporten
bygger på en sammenstilling af eksisterende viden og tilgængelige data for
Roskilde Kommune, som DCE råder over i form af luftkvalitetsberegninger,
luftkvalitetsmålinger, og beregninger af helbredseffekter og tilhørende samfundsøkonomiske omkostninger. Der er således ikke gennemført nye målinger eller beregninger i forbindelse med projektet.
Rapporten indledes med en overordnet beskrivelse af, hvad der bestemmer
luftforureningen, dens helbredseffekter, og de grænseværdier, som er opstillet for at beskytte folkesundheden. Der gives en luftkvalitetsvurdering for
Roskilde Kommune som med udgangspunkt i modelberegninger viser den
geografiske variation af luftkvaliteten i kommunen, og luftkvaliteten beskrives også ud fra forskellige statistiske parametre. Luftkvalitetsvurderingen
viser endvidere, hvor stor en del af luftforureningen i Roskilde Kommune,
som skyldes udefra kommende luftforurening, hvad der skyldes kilderne i
kommunen, og hvad der skyldes bidrag i de enkelte gader. De totale emissioner for emissionskilder inden for Roskilde Kommune beskrives, og emissionernes geografiske fordeling på 1x1 km2 gitternet vises. Emissionskilder
omfatter bl.a. trafik, brændeovne, industri, boligopvarmning mv. Trafikkens
emissioner opdeles på køretøjstyper, Euroemissionsklasser og brændstoftype med udgangspunkt i undersøgelser fra København. Helbredseffekter i
form af for tidlige dødsfald som følge af al luftforurening i Roskilde Kommune, og de samfundsøkonomiske omkostninger forbundet hermed beskrives med udgangspunkt i modelberegninger.
Baggrund for projektet er at partikelforurening fra alle kilder i Danmark og
udlandet bidrager til omkring 1.500 for tidlige dødsfald om året i Hovedstadsområdet herunder Roskilde Kommune (Jensen et al. 2013). Der er ikke
tidligere lavet undersøgelser af problemets omfang for Roskilde Kommune,
og af hvilke lokale kilder, der bidrager mest. Roskilde Kommune ønsker på
denne baggrund at få gennemført en luftkvalitets- og sundhedsvurdering
baseret på eksisterende data, som er målrettet Roskilde Kommune.
Undersøgelsen vil muliggøre en efterfølgende udarbejdelse af et indsatskatalog, og en kvantificering af effekten af forskellige tiltag, men dette er ikke
en del af nærværende rapport.
Undersøgelsen
Der er forskellige bidrag til luftforurening. Luftforureningen i den regionale
baggrund er bestemt af kilder i Danmark og i udlandet. Bybaggrundsforureningen er bestemt af kilder i byen – i dette tilfælde Roskilde Kommune,
samt det regionale bidrag. Luftforureningen i en gade er bestemt af trafikkilderne i gaden samt bidraget fra bybaggrundsforureningen. Disse bidrag
kan beregnes med luftkvalitetsmodeller.
Luftkvalitetsvurderingen for Roskilde Kommune er baseret på udtræk af data fra ”Luften på din vej” (LPDV), som er et nyudviklet luftforureningskort
med modelleret gade- og bybaggrundskoncentrationsdata for alle adresser i
5
Danmark. Data forventes i slutningen af 2014 at blive offentlig tilgængelig
som en hjemmeside, hvor brugeren kan zoome rundt i kortet, og det er også
muligt at søge på en specifik adresse. Årsmiddelkoncentrationer for 2012 for
NO2 (kvælstofdioxid), PM2.5 og PM10 præsenteres (partikler under hhv. 2,5
og 10 mikrometer i diameter). NO2 er valgt, da der er problemer med overskridelse af grænseværdien ved målestationen på H.C. Andersens Boulevard i København, og da der i henhold til modelberegninger optræder en
række overskridelser i København. PM2.5 og PM10 er valgt, da partikler anses
for at udgøre det største sundhedsproblem. Koncentrationerne er beregnet
med en kobling af luftkvalitetsmodeller: DEHM (en regional kemisktransportmodel dækkende den nordlige halvkugle), UBM (bybaggrundsmodel), og OSPM (gademodel) med tilhørende input data omkring emission, meteorologi mv. For gadekoncentrationer repræsenterer beregningerne
koncentrationsniveauer ved facaden af bygninger ved adresser i gadeniveau
(2 m). Systemet AirGIS genererer input vedrørende trafik og gadekonfiguration for beregningspunkter.
Kildeopgørelsen for Roskilde Kommune er baseret på udtræk af data fra
SPREAD modellen for Danmark. I SPREAD modellen er emissioner fra den
nationale emissionsopgørelse for Danmark fordelt på et 1x1 km2 gitternet ud
fra forskellige geografiske fordelingsnøgler relateret til de forskellige emissionskilder. Det muliggør opgørelse af de totale emissioner for emissionskilder inden for Roskilde Kommune og deres geografiske fordeling på gitternet.
Vurderingen af helbredseffekter i form af for tidlige dødsfald som følge af al
luftforurening i Roskilde Kommune, og de samfundsøkonomiske omkostninger forbundet hermed er baseret på udtræk af data fra beregninger med
EVA-modelsystemet. EVA (Economic Valuation of Air pollution) tager udgangspunkt i danske værdisætninger af helbredseffekterne, og systemet kan
beregne de samfundsøkonomiske omkostninger relateret til de enkelte emissioner under hensyntagen til, hvor den geografiske placering af emissionerne er i forhold til, hvor befolkningen befinder sig. Beregninger for København anvendes til at vurdere, hvor stor en del af de for tidlige dødsfald og
relaterede samfundsøkonomiske omkostninger, der skyldes emissioner inden for Roskilde Kommune.
Hovedkonklusioner
Bybaggrundskoncentrationer
De højeste NO2-bybaggrundskoncentrationer er omkring dobbelt så høje
som den regionale baggrundsforurening. Bidraget fra kilder i Roskilde
Kommune er op til omkring 7 µg/m3. En væsentlig kilde til NO2 er trafik, og
koncentrationerne er som forventet højest i Roskilde, men der er også relativt høje koncentrationer i den nordøstlige del af kommunen, som skyldes
højt bidrag fra brændeovne ifølge modelforudsætningerne.
Bybaggrundskoncentrationen af PM2.5 og PM10 har en anden geografisk fordeling end NO2, da den ikke er domineret af trafik. Endvidere er det regionale baggrundsniveau relativt højt, og de lokale kilder i kommunen bidrager
kun med nogle få mikrogram. Den geografiske fordeling af PM2.5 og PM10, er
stort set ens, da kilderne et langt stykke af vejen er de samme. De lokale kilder er primært brændeovne og trafik. På landet i mindre byer er koncentrationerne stedvis lige så høje eller højere end bybaggrundskoncentrationerne
i Roskilde.
6
Gadekoncentrationer
Som forventet er NO2-gadekoncentrationerne størst langs med de største veje, da trafik er en væsentlig kilde. Det gælder indfaldsvejene, indre ringvej
og de større fordelingsveje i Roskilde. Det højeste gadebidrag fra trafikken,
som er forskellen mellem gadekoncentration og bybaggrundskoncentration,
er omkring 23 µg/m3. Den højeste NO2-koncentration på omkring 38 µg/m3
i 2012 modelleres på Jernbanegade i Roskilde, og er under grænseværdien
på 40 µg/m3. Der er således ikke modelleret nogen overskridelser af grænseværdien for NO2 i Roskilde Kommune i 2012 med det foreliggende input
data.
Den geografiske fordeling af PM2.5- og PM10-gadekoncentrationer er i vidt
omfang ens, da kilderne et langt stykke af vejen er de samme. De lokale kilder er primært trafik og brændeovne, men det regionale bidrag er væsentligt
dvs. bidrag fra Danmark og udlandet. De højeste koncentrationer er fordelt
på samme måde som NO2, da trafik er en væsentlig kilde til gadekoncentrationerne. I det nuværende modelsetup modelleres bidraget fra brændeovne
ikke så detaljeret som bidraget fra trafikken, hvor bidraget fra trafikken på
den enkelte vej har indflydelse på gadekoncentrationen i den pågældende
vej. Bidraget fra brændeovne modelleres på 1x1 km2 opløsning og har dermed lav geografisk opløsning i sammenligning med trafikken, og niveau og
geografisk fordeling er usikker pga. manglende videngrundlag. Der er således ikke viden om, hvor de enkelte brændeovne befinder sig, og hvornår og
hvor meget de bruges, så bidraget fra den enkelte brændeovn til omgivelserne kan ikke detaljeret bestemmes. Resultater fra tidligere målekampagner
i landsbyer på Sjælland herunder i Roskilde Kommune viser, at i områder
med moderat brændefyring kan brænderøg udgøre i størrelsesordenen 4-5%
af partikelkoncentrationen, og i områder med høj brændefyringsaktivitet
omkring 14-18%.
De højeste PM2.5- og PM10-koncentrationer på hhv. på omkring 17 µg/m3 og
22 µg/m3 i 2012, er modelleret på Jernbanegade i Roskilde, og de er under
grænseværdien på 25 µg/m3 for PM2.5 og 40 µg/m3 for PM10. Der er således
ikke modelleret nogen overskridelser af grænseværdien for partikler i Roskilde Kommune. Bybaggrundsniveauet er relativt højt, og gadebidraget fra
trafikken bidrager med relativt få mikrogram. For PM2.5 er det omkring 5
µg/m3 og for PM10 omkring 8 µg/m3. Bidraget er større for PM10, da den
grovere del af partiklerne også indgår heri, fx ikke-udstødning fra trafikken i
form af vej-, dæk- og bremseslid og ophvirvling heraf.
Der er 31.100 adresser i Roskilde Kommune. For NO2-gadekoncentrationer
er 90% af alle adresser under 14 µg/m3 eller 10% er over 14 µg/m3. Det er
kun 1,3% af alle adresser der er over 20 µg/m3, og 0,25% der er over 30
µg/m3. Fordelingen af PM2.5- og PM10-gadekoncentrationer er domineret af
det regionale bidrag, som er stort, og bidraget fra lokale kilder er mindre
end for NO2. 90% af alle adresser er tæt på det regionale bidrag for PM2.5- og
PM10-gadekoncentrationer.
Resultater af kildeopgørelsen for alle kilder
Der er præsenteret totale emissioner for i alt ni stoffer, og der er gennemført
underopdeling på kildetyper for NOx og PM2.5. Kildeopgørelsen for Roskilde
Kommune viser, at den største kilde til NOx er vejtrafik efterfulgt af andre
mobile kilder (industri, landbrug, jernbane mv.) og energiproduktion. Den
største kilde til PM2.5 er brændeovne og –kedler, efterfulgt af vejtrafik og an7
dre mobile kilder (industri, landbrug, jernbane mv.). Andre kilder bidrager
marginalt.
Den geografiske variation i emissioner i Roskilde Kommune er undersøgt
for udvalgte stoffer, som varierer geografisk forskelligt, fordi de har forskellige kilder. Der er udvalgt NOx, hvor trafik er en væsentlig kilde, og som varierer stort set som CO (kulilte). NMVOC (ikke-metan flygtige kulbrinter) er
valgt som indikator for luftforurening fra opløsningsmidler, produkter, men
dannes også ved forbrænding fx fra trafik og brændeovne. PM2.5 er valgt
som indikator for partikler, og har flere kilder fx brændeovne, trafik, industri mv. PM2.5 varierer geografisk stort set som PM10 og TSP (svævestøv). SO2
(svovldioxid) er med som indikator for forbrænding af svovlholdige
brændsler. CH4 (metan) er valgt som indikator for landbrug og spildevandsog affaldshåndtering, og NH3 (ammoniak) repræsenterer landsbrugsemissioner.
Resultater af kildeopgørelse for trafikken
Det har ikke været muligt inden for rammerne af nærværende projekt at foretage en detaljeret kildeopgørelse af trafikken på vejstrækninger i Roskilde
Kommune. Derfor er resultater fra kildeopgørelser fra København, som tilnærmelsesvis vil svare til situationen i Roskilde Kommune, anvendt til at belyse emissionens fordeling på køretøjskategorier, Euroemissionsklasser og
brændstoftyper.
Køretøjsfordelingen på H.C. Andersens Boulevard er omkring 76,4 % personbiler, 7,5 % taxier, 11,4 % varebiler og 4,7 % tunge køretøjer. Køretøjskategoriernes bidrag til NOx-emissionen er omkring 40 % for personbiler, 4 %
for taxier, 18 % for varebiler og 38 % for de tunge køretøjer. For de tunge køretøjer står lastbiler for omkring 24 % og busser for 14 %. Bidraget fra den
tunge trafik formodes at være højere i Roskilde Kommune, da der ikke er
miljøzone i Roskilde Kommune. Miljøzonen i Københavns Kommune reducerer emissionen fra busser og lastbiler. Bidraget er taxier er givet også mindre in Roskilde Kommune, da der er færre taxier.
For partikler er fordelingen af emissionen på køretøjsgrupper ikke helt den
samme som for NOX, men den følger dog i store træk samme mønster som
NOx. For trafikken som helhed bidrager partikeludstødning (PM udstødning) med omkring 40% og ikke-udstødning med 60% for PM2.5. For PM10 er
forholdet hhv. 17% og 83%, da andelen af ikke-udstødning udgør en større
del af PM10 i forhold til PM2.5. Grunden til at den tunge trafik ikke bidrager
så meget med PM-udstødning er pga. miljøzonen, som regulerer den tunge
trafik.
For NOx er præsenteret emissionsfaktorer (emission per kørt km) for de enkelte køretøjskategorier, som viser at NOx-emissionen er omkring 10 gange
så høj per kørt km for de tunge køretøjer i forhold til personbiler og taxier.
Varebiler har omkring tre gange så høje emissionsfaktorer som personbiler
og taxier. NOx-emissionsfaktorer for den tunge trafik må formodes at være
endnu højere i Roskilde Kommune, da der ikke er miljøzone.
Alt i alt forventes 84 % af NOx-emissionen fra dieselkøretøjer i 2015 og resten
for benzinbiler.
De ældste biler bidrager mest per køretøj. For eksempel kommer omkring
29% af NOx-emissionen fra ældre køretøjer til og med Euro 3. For personbi8
ler, lastbiler og busser dækker det over køretøjer indregistreret fra 2001, og
for varebiler fra 2002. Dvs. køretøjer til og med Euro 3 er omkring 14-15 år
eller ældre i 2015.
Resultater for helbredseffekter pga. luftforurening
Antallet af for tidlige dødsfald i 2010 er brugt som indikator for alle de helbredseffekter, som indgår i EVA-systemet, da de udgør en væsentlig del af
tilhørende samfundsøkonomiske omkostninger.
Antallet af for tidlige dødsfald i Roskilde Kommune er beregnet til omkring
64 i 2010, hvilket svarer til omkring 680 tabte leveår i 2010. Disse skyldes al
luftforurening og befolkningens eksponering herfor ud fra emissioner inden
for Roskilde Kommune og alle andre emissioner i Danmark og fra udlandet.
Den geografiske fordeling af de for tidlige dødsfald viser som forventet, at
der er flest for tidlige dødsfald i byområderne, og hvor befolkningstætheden
er størst, dvs. i Roskilde. Til sammenligning bidrager al luftforurening i
Danmark og befolkningens eksponering herfor til omkring 3.300 for tidlige
dødsfald i 2011 (Ellermann et al. 2014).
Beregninger for København har vist, at de lokale emissionskilder i Københavns Kommune og Frederiksberg Kommune bidrager med omkring 12% af
de samlede for tidlige dødsfald i Københavns Kommune og Frederiksberg
Kommune. For Roskilde Kommune må den lokale andel formodes at være
lavere. Det betyder tilsvarende at en meget høj procent del på mere end 88%
af de for tidlige dødsfald i Roskilde Kommune skyldes øvrige emissioner i
Danmark og udlandet.
Resultater for samfundsøkonomiske omkostninger pga. helbredseffekter
fra luftforurening
De samfundsøkonomiske omkostninger relateret til helbredseffekter af al
luftforurening i Roskilde Kommune, som skyldes emissioner inden for Roskilde Kommune og alle andre emissioner i Danmark og fra udlandet, er beregnet til omkring 500 mio. kr. i 2010. Til sammenligning er de samfundsøkonomiske omkostninger for al luftforurening i Danmark beregnet til omkring 28 milliarder kr. i 2011.
Beregninger for København viser, at lokale emissioner i Københavns Kommune og Frederiksberg Kommune kun bidrager med omkring 11% af de totale samfundsøkonomiske omkostninger. Det betyder omvendt, at omkring
89% af alle eksterne omkostninger relateret til luftforurening i København
skyldes emissioner uden for København. Det er sandsynligvis endnu mere
udtalt for Roskilde Kommune.
Den geografiske fordeling af de samfundsøkonomiske omkostninger følger
antallet af for tidlige dødsfald, og er derfor størst i byområderne, og hvor befolkningstætheden er størst, dvs. i Roskilde.
Projektresultater
I Tabel 1.1 er opsummeret statistiske parametre for gade- og bybaggrundskoncentrationer.
9
Tabel 1.1 Statistiske parametre for gade- og bybaggrundskoncentrationer i Roskilde
Kommune i 2012.
NO2
PM2.5
PM2.5
PM10
PM10
NO2
Gade Bybaggrund
Gade Bybaggrund
Gade Bybaggrund
Minimum
Gennemsnit
8.3
8.3
11.5
11.5
13.8
13.8
11.6
11.0
12.2
12.1
14.4
14.3
Maksimum
37.7
17.8
16.5
14.3
21.6
16.5
Note: Angivet med flere decimaler end usikkerheden på data tilsiger, for at kunne se mindre forskelle.
Det ses som forventet, at minimumsværdierne er ens for gade- og bybaggrundskoncentrationer, da dette er en situation, hvor der ikke er noget gadebidrag pga. ingen eller lidt trafik. Gennemsnitværdierne for gadekoncentrationer er lidt større end gennemsnitværdierne for bybaggrundskoncentrationer, da gadebidraget i gennemsnit er lille for de mange adresser, hvor der
er ingen eller lidt trafik. Forskellen mellem minimumsværdierne og maksimum er for bybaggrundsbidraget fra de lokale kilder i Roskilde Kommune,
og for gadekoncentrationer er det bidraget fra den lokale trafik i gaderne.
Den geografiske fordeling af de for tidlige dødsfald er vist i Figur 1.1. Som
forventet er der flest for tidlige dødsfald i byområderne, og hvor befolkningstætheden er størst, dvs. i Roskilde.
Figur 1.1. Antal for tidlige dødsfald pr. km2 i 2010 i Roskilde Kommune relateret til al luftforurening i kommunen pga. emissioner inden for Roskilde Kommune og alle andre emissioner i Danmark og fra udlandet.
10
English Summary
Purpose and background
The purpose of this report is to describe air pollution and its health impacts
in the Municipality of Roskilde with emphasis on particle pollution. The report is based on a synthesis and compilation of existing knowledge and data
available for the Municipality of Roskilde. It is based on air quality calculations, air quality measurements and calculations of health impacts and associated external costs. The Municipality of Roskilde is located on Sealand,
Denmark.
The report begins with a general description of what determines air pollution, its health effects, and the limit values set to protect public health. An air
quality assessment for the Municipality of Roskilde is provided based on air
quality model calculations. The spatial variation of air quality in the municipality is shown, and air quality is also described statistically. The air quality
assessment also shows to what extent the air pollution in the Municipality of
Roskilde can be attributed to long-range transport of air pollution, what can
be attributed to the emission sources within the municipality and what can
be attributed to individual streets. The total emissions for all sources in the
Municipality of Roskilde are described, and the geographical distribution
shown on a 1x1 km2 grid. Emission sources include road traffic, wood
stoves, industry, residential heating etc. Road traffic emissions are broken
down by vehicle type, Euro emission classes and fuel type based on studies
from Copenhagen. Based on model results the report finally describes health
effects in the form of premature deaths resulting from all air pollution in the
Municipality of Roskilde, as well as the external costs resulting from air pollution.
The motivation for the project is that studies show that air pollution from all
sources in Denmark and abroad in 2011 contributed to about 1,500 premature deaths a year in the Greater Copenhagen Area including the Municipality of Roskilde. There are no previous studies of prevalence of premature
deaths due to air pollution in the Municipality of Roskilde, and how much
local sources contribute. The Municipality of Roskilde wishes to improve the
available information by funding an air quality and health impact assessment based on existing data targeting the Municipality of Roskilde.
The study will make it feasible subsequently to appoint priority areas and
quantify the effects of different policy measures, but this is not part of this
report.
The study
There are different contributions to air pollution. Regional air pollution is
determined by all sources in Denmark and abroad. Urban background concentration is determined by the sources in the city together with the regional
contributions. Air pollution in a street is determined by the vehicle traffic in
the street as well as the contribution from urban background pollution.
These contributions can be calculated with air quality models.
The present air quality assessment for the Municipality of Roskilde is based
on data from a project called "Air quality in your street", which is a newly
11
developed air pollution map with modelled street and urban background
concentration data for all addresses in Denmark. In autumn 2014 the data is
expect to become publicly available as a website where the user can navigate
in the map, and it is also possible to search for a specific address. Annual
mean concentrations for 2012 for NO2 (nitrogen dioxide), PM2.5 and PM10 are
presented (particles less than 2.5 and 10 micro-meters in diameter, respectively). NO2 is selected for study due to problems with exceeding the limit
value at a monitor station at H.C. Andersens Boulevard in Copenhagen, and
because model results show a number of exceedances in Copenhagen. PM2.5
and PM10 are chosen because particles are considered to pose the greatest
health impacts. The concentrations are calculated using a coupling of air
quality models: DEHM (a regional chemical-transport model covering the
northern hemisphere), UBM (urban background model) covering Denmark
and OSPM (street model) with associated input data on emissions, meteorology, etc. Street concentrations represent concentration levels at the facade
of the buildings in the street (height of 2 m). The system AirGIS generates
input about traffic and street geometry for calculation points.
The emission inventory for the Municipality of Roskilde is based on data
from the SPREAD model for Denmark. The SPREAD model distribute emissions from the national emission inventory for Denmark on a 1x1 km2 grid
based on different geographic variables related to the different emission
sources. It enables calculation of total emissions from all sources in the municipality and the spatial distribution of emissions on a grid.
A health impact assessment is carried out including 17 health effects and associated external costs based on data from calculations with the EVA model
system. EVA (Economic Valuation of Air pollution) is based on Danish valuations of health effects, and calculation of external costs related to the individual emissions taking into account the geographical location of the emissions in relation to where people are. As an indicator for health effects the
report presents data for premature deaths in the Municipality of Roskilde.
Calculations for Copenhagen are used to assess the proportion of premature
deaths and related external costs caused by emissions in the Municipality of
Roskilde.
Main conclusions
Urban background concentrations
The highest NO2 urban background concentration is about twice as high as
the regional background pollution. The contribution by sources in the Municipality of Roskilde to the urban background concentrations is up to about
7 µg/m3. A major source of NO2 is road traffic, and concentrations are as expected highest in Roskilde, but there are also relatively high concentrations
in the north-east part of the municipality due to high contribution from
wood stoves according to the model assumptions.
Urban background concentrations of PM2.5 and PM10 have a different geographic distribution than NO2 since they are not dominated by traffic. Furthermore, the regional background level is relatively high, and the local
sources in the municipality contribute only a few micrograms/m3. The geographical distribution of PM2.5 and PM10 are largely similar, as they share
some sources. Local sources are primarily wood stoves and traffic. In small
towns in the countryside the concentrations are locally as high as the urban
background concentration in Roskilde.
12
Street concentrations
As expected, NO2 street concentrations are highest along the major roads
where traffic is a major source. These are the arterial roads, inner ring road
and major distribution roads in Roskilde. The highest street contribution
which is the difference between street concentrations and urban background
concentrations is about 23 µg/m3. The highest NO2 concentration is about 38
µg/m3 in 2012 modelled at Jernbanegade in Roskilde, and is below the limit
value of 40 µg/m3. Therefore, there are not modelled any exceedances of the
limit value of NO2 in the municipality in 2012.
The geographical distribution of PM2.5 and PM10 street concentrations are
similar as sources to some extent are shared. Local sources are primarily traffic and wood stoves, but the regional contribution is very large, that is, the
contributions from Denmark and abroad. The highest concentrations are distributed in the same way as NO2, since traffic is a major source to street concentrations. In the current model setup the contribution of wood stoves are
not modelled as detailed as traffic. The contribution from wood stoves is
modelled on a 1x1 km2 resolution and thus has low spatial resolution in
comparison with traffic, and the level and geographic distribution of woodstove pollution is also uncertain due to lack of knowledge. There is no
knowledge of where the individual stoves are and when and how much
they are used, so the contribution of each stove to the air pollution cannot be
determined in detail. Results from previous measurement campaigns in villages on Zealand show that in areas with moderate wood burning the contribution to total PM2.5 concentrations from wood smoke can be in the range
of 4-5% of particle concentrations, and in areas with high activity around 1418% of total PM2.5 concentrations.
The highest PM2.5 and PM10 concentrations are about 17 µg/m3 and 22
µg/m3 in 2012, respectively, and are modelled at Jernbanegade in Roskilde.
The levels are under the limit value of 25 µg/m3 for PM2.5 and 40 µg/m3 for
PM10. Therefore, no exceedences are modelled for particles in the Municipality of Roskilde. The urban background level is relatively high, and the contribution of street traffic adds relatively few micrograms. For PM2.5 it is up to
about 5 µg/m3 and for PM10 up to about 8 µg/m3. The contribution is larger
for PM10 as coarser particles are also included, for example non-exhaust
from traffic in the form of road, tire and brake wear and re-suspension of
this.
There are about 31,100 addresses in the Municipality of Roskilde. 90% of all
addresses have NO2 street concentration levels below 14 µg/m3, while 10%
have levels more than 14 µg/m3. Only 1.3% of all addresses have levels
above 20 µg/m3, and 0.25% above 30 µg/m3. The distribution of PM2.5 and
PM10 street concentrations is dominated by the regional contribution, which
is large, and the contribution from local sources is less than for NO2. 90% of
all addresses are close to the regional background contribution for PM2.5 and
PM10.
Results of the emission inventory for all sources
Total emissions for nine substances are presented and further broken down
by source type for NOx and PM2.5. The emission inventory for the Municipality of Roskilde shows that the largest source to NOx is road traffic, followed
by other mobile sources (industry, agriculture, railway, etc.) and energy
production. The major source of PM2.5 is wood stoves and boilers, followed
13
by road transport and other mobile sources (industrial, agricultural, railway,
etc.). Other sources contribute marginally.
The geographic variation in emissions in the Municipality of Roskilde is examined for selected substances which vary geographically differently since
they have different sources. The following substances were selected. NOx
was chosen as an indicator for traffic. It varies largely as CO (carbon monoxide). NMVOC (non-methane volatile hydrocarbons) was selected as an indicator of combustion but also solvents, products, industry, traffic, etc. PM2.5
was picked as an indicator for particulate matter with multiple sources such
as wood stoves, traffic, industry, etc. PM2.5 varies geographically almost as
PM10 and TSP (suspended particulate matter). SO2 (sulphur dioxide) is an
indicator for the combustion of fuels containing sulphur. CH4 (methane) is
selected as an indicator of agricultural, and sewage and waste management,
and NH3 (ammonia) represents agricultural emissions.
Results of the emission inventory for road traffic
It has not been possible within the framework of this project to carry out a
detailed emission inventory of traffic on roads in the Municipality of Roskilde. Therefore, results from other emission inventories from Copenhagen
have been used to clarify the emission distribution by vehicle category, Euro
emission classes and fuel types.
The vehicle distribution at H. C. Andersens Boulevard in Copenhagen has
about 76.4% passenger cars, 7.5% taxis, 11.4% vans and 4.7% heavy-duty vehicles (buses and trucks). Passenger cars contribute about 40% of NOx emissions, taxis 4%, vans 18% and heavy vehicles 38%. Considering heavy-duty
vehicles, trucks contribute about 24% of the total emissions, and buses 14%.
The contribution from the heavy-duty traffic is supposed to be higher in the
Municipality of Roskilde as there is no Low Emission Zone in the Municipality of Roskilde. The Low Emission Zone in Copenhagen reduces emissions
from buses and trucks. The contribution from taxis is expected to be less in
Municipality of Roskilde due to less taxies.
The distribution for particle emissions according to vehicle type is broadly
as for NOx although not quite the same. Overall for PM2.5 emissions from
traffic, particle exhaust contributes about 40% and non-exhaust about 60%.
For PM10 the corresponding numbers are 17% and 83%, respectively, as the
proportion of non-exhaust is larger for PM10 compared to PM2.5.
NOx emission factors (emissions per vehicle km) are presented for individual vehicle categories which show that NOx emissions are about 10 times as
high per km for heavy-duty vehicles compared to passenger cars and taxis.
Vans have about 3 times higher emission factors as passenger cars and taxis.
NOx emission factors for heavy-duty traffic are likely to be even higher in
the Municipality of Roskilde as there is no Low Emission Zone.
All in all, 84% of NOx emissions are estimated to derive from diesel vehicles
in 2015 and the rest from petrol cars.
The oldest cars contribute the most emissions per vehicle. As an example,
about 29% of NOx emissions are from older vehicles less or equal to the Euro
3 emission standard. For passenger cars, trucks and buses this include vehicles registered from 2001 and vans from 2002, e.g. vehicles that are about 14 15 years old or older in 2015.
14
Results for health impact assessment due to air pollution
The number of premature deaths in 2010 is presented as an indicator of all
the health effects that are part of the EVA system since premature deaths
constitute a significant portion of the associated external costs.
The number of premature deaths in the Municipality of Roskilde is estimated to about 64 in 2010 which equals around 680 life years lost in 2010. This is
due to all air pollution in the Municipality of Roskilde caused by all Danish
emissions and emissions from abroad. The geographic distribution of premature deaths shows, as expected, that there are most premature deaths in urban areas, where the population density is greatest e.g. in Roskilde. In comparison all air pollution in Denmark causes about 3,300 premature deaths in
2011.
Calculations for Copenhagen shows that local emission sources in the Municipality of Copenhagen and the Municipality of Frederiksberg contribute
about 12% of all premature deaths in the two municipalities. For Municipality of Roskilde it is expected to contribute even less. On the other hand, more
than 88% of premature deaths in the Municipality of Roskilde are due to
other emissions in Denmark and abroad.
Results for external costs due to health effects of air pollution
The external costs related to the health effects of all air pollution in the Municipality of Roskilde is estimated to be about DKK 500 million in 2010. It is
a result of emissions in the Municipality of Roskilde, other Danish emissions
and emissions from abroad. In comparison the external costs of all air pollution in Denmark is estimated to about DKK 28 billion in 2011.
Calculations for Copenhagen show that local emissions in the Municipality
of Copenhagen and the Municipality of Frederiksberg contribute about 11%
of the total external costs. This means that about 89% of all external costs related to air pollution in Copenhagen are caused by emissions outside Copenhagen. It is probably even more pronounced for the Municipality of Roskilde.
The geographical distribution of the externals costs mirrors the distribution
of premature deaths.
Project results
Table 1.2 summarizes the statistical parameters for street and urban background concentrations.
Table 1.2 Statistical parameters for street and urban background concentrations in the
Municipality of Roskilde in 2012.
NO2
PM2.5
PM2.5
PM10
PM10
NO2
Street Urban back.
Street Urban back.
Street Urban back.
Min.
Average
8.3
8.3
11.5
11.5
13.8
13.8
11.6
11.0
12.2
12.1
14.4
14.3
Max.
37.7
17.8
16.5
14.3
21.6
16.5
Note: To be able to see minor differences figures are presented with more decimals than
the accuracy justifies.
As expected the minimum values are the same for street and urban background concentrations as this is a situation in which there is no street contribution due to no or little traffic. Average values of street concentrations are
15
slightly higher than the average values of urban background concentrations
as the street contribution on average is small for the many addresses where
there is no or little traffic. The difference between the minimum and maximum values is the urban background contribution of local sources in the
Municipality of Roskilde, and for street concentrations, the contribution of
the local traffic in the streets.
The geographic distribution of premature deaths is shown in Figure 2.1. As
expected, the majority of premature deaths are in urban areas, where population density is high, e.g. in Roskilde.
Figure 1.2 Number of premature deaths per km2 in 2010 in Municipality of Roskilde related to all air pollution in the municipality due to emissions in the Municipality of Roskilde
and all other emissions in Denmark and abroad.
16
1
Luftforurening og sundhedseffekter
Dette kapitel giver en overordnet beskrivelse af hvad der bestemmer luftforureningen, dens helbredseffekter, og de grænseværdier, som er opstillet
for at beskytte folkesundheden. Beskrivelsen har vægt på partikler som anses for at udgøre den største sundhedsbelastning og på kvælstofdioxid
(NO2). For NO2 er der pt. konstateret overskridelse af grænseværdien på en
målestation i København, og modelberegninger viser også overskridelser på
en række gader i København.
1.1
Bidrag til luftforurening
De forskellige bidrag til luftforurening er illustreret i Figur 1.1. Luftforureningen i den regionale baggrund er bestemt af kilder i Danmark og i udlandet. Bybaggrundsforureningen er bestemt af kilder i byen – i dette tilfælde
Roskilde Kommune, samt det regionale bidrag. Luftforureningen i en gade
er bestemt af trafikkilderne i gaden samt bidraget fra bybaggrundsforureningen. Disse forskellige bidrag kan beregnes med luftkvalitetsmodeller på
baggrund af emissionsdata, meteorologiske data og topografiske data. Bemærk at vi skelner mellem bidraget til bybaggrundsforurening og bybaggrundsforurening som sådan – sidstnævnte medtager det regionale bidrag.
Koncentration af
luftforureningen
Byområder
Landområder
40
Trafik, lokale kilder
35
30
25
Bybaggrund
20
15
Regional baggrund
10
Naturlig baggrund
0
Figur 1.1 Koncentrationen i en gade består af et regionalt bidrag, samt et bybaggrundsog et gadebidrag. Hvert af disse bidrag kan beregnes med forskellige luftkvalitetsmodeller,
hhv. DEHM (regional model), UBM (Bybaggrundsmodel) og OSPM (gademodel). AirGIS
systemet understøtter beregninger på mange lokaliteter ved at udnytte GIS til automatisk
generering af input data omkring trafik og gadegeometri til OSPM. Naturlig baggrund
indgår som en del af regional baggrund.
1.2
Kilder til partikler
I Figur 1.2 er kildebidragene til de forskellige partikelstørrelser skematisk illustreret for en trafikeret vej.
17
Antal
Masse
Sekundære partikler,
langtransporteret
Grove slidpartikler fra dæk,
bremser & vejbelægning
Kondensater og andre
primære partikler
Naturlige kilder
primært fra trafik
Sod (trafik)
Bremsestøv
(trafik)
0.001 Nano
0.1
0.01
1
10
100 µm
Ultrafine
PM2.5
PM10
Figur 1.2 Skematisk oversigt over kildebidragene til de forskellige partikelstørrelser for en
trafikeret vej (Palmgren et al. 2005).
Hvis man som mål for partikelforureningen betragter antallet af partikler er
forbrændingspartikler fra trafikken dominerende. De kan klassificeres som
nanopartikler (under 20 nm) og ultrafine partikler (under 100 nm).
Et mål for partikelforureningen er PM2.5 (fine partikler), der er massen af
partikler under 2,5 mikrometer i diameter. Fra trafikken bidrager især sodpartikler (elementært kulstof, betegnet EC), men også bremsestøv til PM2.5.
Brændeovne bidrager også til partikelforurening. En væsentlig del af PM2.5
er langtransporterede, såkaldte sekundære partikler. Sekundære partikler er
dannet i atmosfæren ved omdannelse af gasarter (bl.a. NOx, SO2 og ammoniak) og består bl.a. af ammoniumsulfat og ammoniumnitrat.
Der er stigende interesse for EC ud fra en sundhedsmæssig synsvinkel, da
Verdenssundhedsorganisationen WHO i 2012 opklassificerede dieseludstødning fra ”sandsynligvis kræftfremkaldende” til ”kræftfremkaldende”.
PM10 er massen af partikler under 10 mikrometer i diameter (grove partikler), og bidraget til PM10 er domineret af de sekundære partikler og den grovere partikelfraktion. En stor del af de grove partikler er mekanisk dannede
fra dæk-, bremse- og vejslid samt fra naturlige kilder som fx jordstøv, havsalt og pollen.
Fra trafikken er der således et bidrag fra udstødningen, og et ”ikkeudstødning” bidrag som består af dæk-, bremse- og vejslid samt ophvirvling
heraf.
1.3
Kilder til kvælstofoxider
NOx (dvs. summen af NO og NO2) dannes i forbindelse med forbrændingsprocesser, hvor høj temperatur sammen med ilt oxiderer luftens frie kvælstof (N2) til NO og NO2. Den del som emitteres som NO2 betegnes direkte
emitteret NO2. NO kan i atmosfæren omdannes til NO2 i reaktioner med
ozon. NO2 er således både en direkte emitteret og en sekundært dannet luftforurening.
For et tiår siden var den andel af NOx (summen af NO og NO2), der udsendes fra den samlede biltrafik i form af NO2 ("den direkte NO2-fraktion"), på
et niveau omkring 5-10%. Den direkte NO2-fraktion har været stigende de
18
seneste år. Den direkte NO2-fraktion afhænger af køretøjstype og emissionsklasse. For de fem bygader (København, Aarhus, Odense, Aalborg), hvor der
er permanente gademålestationer under NOVANA overvågningsprogrammet (Ellermann et al. 2011), er den gennemsnitlige direkte NO2-fraktion således omkring 20% i 2010, 23% i 2015, og 20% i 2020. Dette er en af grundene
til, at NO2-koncentrationen i gader ikke falder så hurtigt selvom emissionen
af NOx er reduceret væsentligt. Stigningen i den direkte NO2-fraktion skyldes stigningen i antallet af dieseldrevne person- og varebiler, som er udstyret med oxidative katalysatorer, som reducerer ”diesellugten” fra udstødningen, men som samtidig oxiderer NO til NO2. Endvidere bidrager visse
typer af partikelfiltre til øget direkte NO2-udslip.
Bidragene til den regionale NO2-koncentration er bestemt af nationale og internationale emissioner af NOx, herunder international skibstrafik, som ikke
er ubetydelig. Den nationale emissionsopgørelse viser, at den største kilde til
NOx-emission i Danmark er vejtransport efterfulgt af andre mobile kilder og
forbrændingsprocesser i energisektoren hovedsageligt fra el- og varmeproduktion. Andre kilder er ikke-industrielle forbrændingsenheder (gasolie, naturgas, træ) til boligopvarmning i private hjem, forbrændingsprocesser i industrien (Nielsen et al. 2010). Danske og udenlandske NOx-kilder bidrager
hver med omkring halvdelen til den regionale NO2-baggrundskoncentration
(Ellermann et al. 2011).
Bybaggrundsbidraget er bestemt af NOx-kilder i byen. I større byer er kilderne domineret af vejtrafik, og bidraget herfra er bestemt af byens udstrækning og trafiktætheden.
Vejbidraget stammer fra trafikken, og afhænger af trafikmængde, køretøjssammensætning og hastighed.
I større byer gælder for NO2 at det regionale bidrag er relativt lavt, bybaggrundsbidraget betydeligt større, og vejbidraget størst.
1.4
Spredning
Trafikken på motorveje og øvrige veje i det åbne land kan være betydelig, fx
på Holbækmotorvejen ved Roskilde, men luftforureningsniveauerne er forholdsvis lave, fordi der typisk er gode spredningsforhold. Ved åbne vejstrækninger i det åbne land er forureningsniveauet lavere ved samme trafikmængder end i lukkede gaderum i byerne. Dels er der mere blæst, da der
ikke er læ fra bygninger mv., og dels bliver den forurenede luft hurtigt
transporteret væk fra vejen og ikke recirkuleret som i lukkede gaderum i byerne som eksempelvis Jernbanegade i Roskilde. Når vinden blæser på tværs
af en åben vejstrækning, finder man de højeste koncentrationer ved vejkanten, nedstrøms. Ude i større afstand vil forureningen aftage gradvist, efterhånden som den blandes med den renere baggrundsluft, se Figur 1.3.
19
VIND
BAGGRUNDSFORURENING
Recirkuleret
forurenet luft
LÆSIDE
VINDSIDE
Direkte udsendt
forurening
Figur 1.3 Skematisk illustration af spredningsforholdene i et lukket gaderum, og for en vej
i åbent land uden bygninger langs vejen.
Luftforureningen aftager hurtigt med afstanden fra vejen, se Figur 1.4.
Figur 1.4 Beregnede NOx- og NO2-koncentrationers afhængighed af afstanden fra motorvejen i 2003 på Køge Bugt Motorvejen (Jensen et al. 2005). Grænseværdien for
årsmiddelværdien er 40 µg/m3 for NO2 i 2010, og er vist som en rød stiplet linje. Grænseværdien for den 19. højeste timeværdi er 200 µg/m3. Se Tabel 3.2 for beskrivelse af
grænseværdier. For NO2 halveres motorvejens bidrag på de første 200 m og bidraget
fra motorvejen er få procent af udgangskoncentrationen i afstande på 600-800 m.
20
1.5
Kemisk omdannelse
Forureninger i atmosfæren indgår i en mangfoldighed af kemiske reaktioner, men der er en stor forskel på, hvilken betydning de har for forskellige
forureningsfænomener. For forureningen, som bliver transporteret over store afstande, og hvor transporttiden regnes i dage, er der mange kemiske
processer, som er af en vital betydning. Eksempelvis omdannes kvælstofoxider til salpetersyre, som igen ved reaktion med ammoniak danner ammoniumnitrat. De fleste af sådanne processer er dog relativt langsomme, de
foregår på en tidsskala af timer eller dage, og er derfor uden betydning for,
hvad der foregår tæt på en motorvej eller en byvej.
1.5.1
Fotokemi
Hvis man betragter et konsekvensområde på nogle få hundrede meter langs
en motorvej eller i et gaderum i en by vil det kun være reaktioner mellem
NO, ozon og NO2, som kan foregå inden for den tid, det tager en luftpakke
at blive transporteret over disse afstande.
Bilernes udstødningsgasser indeholder en blanding af kvælstofoxider, som
hovedsageligt består af NO og NO2. Indholdet af NO2 i udstødningsgasserne
i 2010 er omkring 20% af NOx. Forholdet mellem NO2- og NOxkoncentrationerne i luften er som regel betydeligt højere end i udstødningsgassernes. Det skyldes, at luften indeholder en anden forureningskomponent, ozon (O3), som ret hurtigt reagerer med NO og omdanner denne til
NO2. De relevante kemiske reaktioner kan lidt forenklet skrives som følgende:
NO  O3 
 NO2
NO2 
 NO  O3
sollys
Den anden reaktion (fotolyse af NO2) indeholder faktisk nogle mellemtrin,
men de er uden praktisk betydning for det endelige resultat.
Mængden af NO2 i luften er i høj grad afhængig af tilstedeværelsen af ozon.
Da koncentrationen af NO på en motorvej, som regel er betydeligt højere
end ozonkoncentrationen i luften, er ozon den begrænsede faktor. Som konsekvens af dette, varierer NO2-koncentrationen i luften meget mindre end
NOx-koncentrationen. Koncentrationen af NOx, som er upåvirket af reaktionen med O3, varierer nogenlunde i takt med trafikkens emissioner.
1.5.2
Dannelse af sekundære partikler og ozon i atmosfæren
Luftforurening kan transporteres over flere tusinde km, og er dermed grænseoverskridende, således at emissioner fra et land påvirker andre lande. Under transport sker der en kraftig fortynding af de oprindelige emissioner,
men mange bække små betyder, at bidraget fra udlandet til Danmark er meget stort for visse stoffer, fx partikler.
Under transport i atmosfæren undergår mange stoffer kemisk omdannelse,
således at stoffer som oprindeligt blev emitteret som gasser ender med at
blive partikler. Sådanne partikler kaldes sekundære partikler, og fx er ammoniumsulfat dannet ud fra emissioner af svovldioxid og ammoniak. Partikler kan også være direkte emitteret og kaldes primære partikler. Endvide-
21
re kan der dannes helt nye stoffer, som ikke emitteres direkte, fx ozon ud fra
udslip af flygtige kulbrinter og kvælstofoxider.
Der er også processer i atmosfæren, som fjerner stofferne fra luften. Det sker
i form af nedbør (vådafsætning) eller tørafsætning, hvor gasser eller partikler fx udvaskes af nedbøren, optages af vegetationen eller afsættes direkte på
overfladen.
1.6
Sundhedseffekter af luftforurening
Luftforurening med partikler udgør den største sundhedsbelastning fra luftforurening. Derfor vil den efterfølgende beskrivelse fokusere på partikler.
Andre kritiske stoffer er ozon og til dels NO2 samt kræftfremkaldende stoffer som benzen og PAH.
1.6.1
Sundhedseffekter og partikler
Der er fortsat usikkerhed omkring omfanget af partikelforureningens sundhedsbelastning, da der er manglende viden om præcis hvilke partikler, der
forårsager de observerede effekter, og hvad præcist den biologiske virkningsmekanisme er i kroppen. Det meste af vores viden knytter sig til partikler målt som vægten af PM10 og PM2.5, mens der er sparsomme studier,
hvor ultrafine partikler er anvendt som mål.
Forskningen viser, at størrelsen af partiklerne og den kemiske sammensætning har indflydelse på sundhedseffekterne. Forskerne vurderer, at de fine
partikler (under 2,5 mikrometer) og måske de ultrafine er de farligste typer
partikler. De grove partikler (over 2,5 og under 10 mikrometer) er mindre
farlige, da de fanges i kroppens næse og svælg, mens de fine partikler trænger længere ned i lungerne. De allermindste partikler (ultrafine under 0,1
mikrometer) kan trænge ud i de yderste lungeforgreninger. I sammenligning
med de større partikler er der mindre viden om de ultrafine partikler, og
dermed også mindre viden og større usikkerhed om deres farlighed. Når
man måler antallet af partikler, vil langt hovedparten være under 0,1 mikrometer, dvs. det som kaldes ultrafine partikler.
Udover partikelstørrelsen har den kemiske sammensætning også betydning,
således formodes faste partikler som sod (elementært kulstof, betegnet EC)
og bremsepartikler at være mere sundhedsskadelige end nukleationspartikler, som er væskedråber.
På en trafikeret gade er antallet af partikler relateret til udstødningspartiklerne, men det er usikkert, hvor farlige disse er. Disse optræder i meget stort
antal fx meget små partikler med kort levetid, men bidrager meget lidt til
massen. Sodpartikler og også bremsepartikler bidrager til massen af PM2.5,
mens dæk- og vejslid udgør en væsentlig del af PM10 fra trafikken. Bidraget
fra trafikken udgør ikke så stor en del af fx PM2.5-koncentrationer i en gade,
da den regionale forurening med sekundært dannet PM2.5 udgør den største
del. Man er således udsat for en meget kompleks sammensætning af partikler med forskellig oprindelse.
Særlige risikogrupper er personer, som i forvejen lider af lunge- og hjertekarsygdomme, ældre svagelige, fostre og børn, samt personer som er udsat
for forhøjede koncentrationer fx i forbindelse med stærkt trafikerede gader.
22
Korttidseffekter undersøges ved at undersøge samtidige udsving i helbredseffekter og forurening over tid, mens langtidseffekter undersøges ved at følge en stor velkendt befolkningsgruppe over lang tid. Kort- og langtidseffekter af luftforurening er opsummeret i Tabel 1.1.
Tabel 1.1 Eksempler på kort- og langtidseffekter af partikelforurening13.
Korttidseffekter
Langtidseffekter
Død af hjerte- og lungesygdomme
Død af hjerte- og lungesygdomme, lungekræft
Indlæggelser for hjerte- og lungesygdomme
Nye tilfælde af lungekræft
Indlæggelser for slagtilfælde
Nye tilfælde af hjerte- og
Astmaanfald (voksne og børn)
lungesygdomme
Bronkitis, nedre luftvejssymptomer, hoste (voksne og børn) Fosterpåvirkning – nedsat fødselsvægt
Sygedage (indskrænket aktivitet)
Nedsat udvikling af lungefunktion hos børn
Medicinforbrug (astma)
I den seneste sundhedsvurdering af luftforureningen i Danmark fra 2014
sammenfattes danske såvel som internationale studier af helbredseffekter af
luftforureningen i Danmark (Ellermann et al. 2014). Resultaterne fra overvågningen af luftkvalitet viser, at niveauerne er faldende i Danmark. For bly,
benzen og svovl har reguleringer ført til betydelige reduktioner, mens der
for kvælstofdioxid kun er sket et begrænset fald. Luftens indhold af partikler
i Danmark er ligeledes aftaget. Studierne af helbredseffekter har vist, at massen af fine partikler i luften er den vigtigste indikator for helbredseffekter af
luftforurening. Studier af langtidseffekter viser, at dødeligheden i befolkningen stiger med 6,2 % per 10 μg/m3 stigning i PM2.5. Der er dog også en række studier, der peger på at luftens indhold af sod/elementært kulstof er vigtig for vurdering af sundhedseffekterne. Kvælstofdioxid er også en vigtig
komponent. Danske studier viser en 8 % øget dødelighed per 10 μg/m3 stigning i kvælstofdioxid, hvilket er i god overensstemmelse med internationale
studier, men helbredseffekten skyldes sandsynligvis ikke NOx som sådan
men andre stoffer, der varierer på samme måde som NOx. For korttidseffekter har man fundet, at dødeligheden i befolkningen stiger med 0,5 % ved
stigning på 10 μg/m3 i massen af partikler med en diameter under 10 μm
(PM10). Danske beregninger peger på, at langtidsudsættelse for luftforurening i Danmark i 2011 førte til ca. 3.300 for tidlige dødsfald og ca. 140 for tidlige dødsfald relateret til korttidsudsættelse af ozon under forureningsepisoder. Tidligere vurderinger har peget på, at dette svarer til at den forventede levetid reduceres med 6-9 måneder som følge af udsættelse for PM2.5
(Normander et al. 2009). De samlede helbredsrelaterede eksterne omkostninger i Danmark relateret til luftforurening er beregnet til ca. 29 mia.
DKK/år i 2011. Disse beregninger baserer sig i stort omfang på massen af fine partikler i luften (PM2,5), og vurderingerne er foretaget med en antagelse
om, at alle de fine partikler har samme helbredseffekt uanset den kemiske
sammensætning og størrelsen af partiklerne, hvilket følger internationale
anbefalinger på området. Omkring 75% af de totale sundhedseffekter i
Danmark skyldes luftforureningskilder uden for Danmark og omkring 25%
skyldes danske kilder (Ellermann et al. 2014).
En række studier har endvidere vist, at afstand/nærhed til vej øger risikoen
for en række sundhedseffekter (Hoek et al. 2002). Dette taler også for at lokale forbrændingskilder som fx trafik har en relativ større betydning end det
man finder ved at regne med PM2.5 som helbredsindikator. Der er imidlertid
flere undersøgelser, som peger på, at sod fra bl.a. dieseludstødning og
brændefyring er særligt farlige, når man vurderer sundhedseffekterne per
μg af stoffet i luften. Indtil videre er datagrundlaget imidlertid ikke tilstræk23
keligt stort til at drage vidtrækkende konklusioner. Såfremt sod/elementært
kulstof er en bedre indikator for de negative helbredseffekter har dette væsentlig betydning for allokeringen til kilderne. (Ellermann et al. 2014).
1.7
Grænseværdier for luftkvalitet
De danske grænseværdier for luftkvalitet er baseret på EU-direktiver.
Luftdirektivet fra 2008 (2008/50/EF) om "Luftkvaliteten og renere luft i Europa" fastlægger grænseværdier, målværdier og tærskelværdier for forskellige stoffer. Direktivet er implementeret i dansk lovgivning i form af bekendtgørelse om vurdering og styring af luftkvaliteten. For mere detaljeret
beskrivelse af grænseværdierne henvises til hjemmesiden
http://www.dmu.dk/luft/stoffer/graensevaerdier/
Grænseværdierne er juridisk bindende og fastsættes på et videnskabeligt
grundlag med henblik på at undgå, forhindre eller reducere skadelige virkninger på menneskers sundhed og/eller miljøet som helhed. Ud over et videnskabeligt grundlag indgår der også tekniske og økonomiske hensyn i
den endelig fastsættelser af grænseværdier. De skal overholdes inden for en
given frist, som ikke må overskrides, når grænseværdierne træder i kraft.
Overholdelse af grænseværdierne sikrer ikke nødvendigvis, at der ikke kan
forekomme sundhedseffekter ved koncentrationer under grænseværdien.
For partikler er der fx tale om en risikovurdering, da der ikke formodes at
være en nedre grænse for, hvornår udsættelse for partikler ikke fører til
sundhedskonsekvenser.
Det er Miljøstyrelsen, som har det overordnede ansvar for at grænseværdierne overholdes i Danmark. I forbindelse med overskridelse af grænseværdier skal Miljøstyrelsen udarbejde en luftkvalitetsplan, hvilket skal ske i
samarbejde med kommunalbestyrelsen. Det samme gør sig gældende, hvis
Miljøstyrelsen skal udarbejde kortsigtede handlingsplaner, hvis varslingsværdier overskrides.
Sigtet med at holde sig inden for en målværdi er at reducere skadelige virkninger på menneskers sundhed og/eller miljøet, og målværdien skal så vidt
muligt nås i løbet af en given periode.
En tærskelværdi for information er et niveau, hvor der er en sundhedsrisiko
for mennesker ved kortvarig påvirkning for særligt følsomme befolkningsgrupper, og hvor det er nødvendigt øjeblikkeligt at give relevante oplysninger. Tærskelværdi anvendes for ozon, hvor en værdi på over 180 µg/m3 i en
time udløser information til befolkningen om forhøjede ozonkoncentrationer
og anbefalede foranstaltninger som især udsatte personer.
En varslingstærskelværdi er et niveau, hvor tilfælde af overskridelse indebærer en sundhedsrisiko for mennesker ved kortvarig påvirkning af befolkningen som helhed, og hvor medlemsstaterne øjeblikkelig skal træffe foranstaltninger. Varslingstærskelværdi anvendes for ozon, hvor en værdi på
over 240 µg/m3 i mere end 3 timer udløser information til befolkningen om
forhøjede ozonkoncentrationer og anbefalede foranstaltninger.
Evaluering af overholdelses af grænseværdier sker i NOVANA regi baseret
på primært målinger på faste målestationer i de største danske byer suppleret med modelberegninger på udvalgte steder (Ellermann et al. 2013).
24
I Tabel 1.2 er der en oversigt over grænseværdier, målværdier og tærskelværdier.
Tabel 1.2 Oversigt over grænseværdier, målværdier og tærskelværdier.
Stof
Grænseværdi (µg/m3)
Midlingstid
200
1 time
18 gange pr. år
Mennesker
2010
40
-
Gennemsnit, år
Mennesker
2010
30
-
Gennemsnit, år
Vegetation
2010
350
1 time
24 gange pr. år
Mennesker
2005
125
24 timer
3 gange pr. år
Mennesker
2005
Gennemsnit, år og vinter Økosystemer
2001
Kvælstofdioxid (NO2)
Kvælstofoxider (NOx)
Svolvdioxid (SO2)
20
Partikler under 2,5
mikrometer (PM2.5)
25
Statistik Beskyttelse af
1
-
Gennemsnit, år
Mennesker
Skæringsdato
2010
25
-
Gennemsnit, år
Mennesker
2015
20a
-
Gennemsnit, år
Mennesker
(2020)
Partikler under 10
mikrometer (PM10)
50
24 timer
35 gange pr. år
Mennesker
2005
40
-
Gennemsnit, år
Mennesker
2005
Bly
0,5
-
Gennemsnit, år
Mennesker
2005
5
-
Gennemsnit, år
Mennesker
2010
10.000
8 timer (glidende)
Maks.
Mennesker
2005
1201 Maks. 8 timer (glidende) 25 dage pr. år gns. 3 år
Mennesker
2010
1 dage pr. år
Mennesker
2020
(referencepunkt)
Benzen
Kulilte (CO)
Ozon
2
120 Maks. 8 timer (glidende)
1803
1 time
Maks.
Mennesker
2003
4
1 time
Maks. over 3 timer
Mennesker
2003
18.000 (µg/m *timer)
8
AOT40
Maj - juli
Vegetation
2010
6.000 (µg/m3*timer)
AOT408
Maj - juli
Vegetation
2020
(referencepunkt)
Arsen1,5
0,006
-
Gennemsnit, år
Mennesker
2010
Cadmium 1,5
0,005
-
Gennemsnit, år
Mennesker
2010
0,02
-
Gennemsnit, år
Mennesker
2010
0,001
-
Gennemsnit, år
Mennesker
2010
-
-
-
Mennesker
-
240
3
Nikkel
1,5
Benz(a)-pyren
1,5,7
Kviksølv6
Fodnoter:
1)
Målværdi
2)
Langsigtet målsætning
3)
Tærskelværdi for information
4)
Tærskelværdi for varsling
5)
I PM10
6)
Udviklingen følges
7)
Benz(a)pyren anvendes som indikatorstof for polyaromatiske kulbrinter (PAH)
8)
Med AOT40 (udtrykt i μg/m3 · time) menes summen af forskellen mellem 1-timeskoncentrationer over 80 μg/m3 (40 milliardte-
dele (ppb)) og 80 μg/m3 i et givet tidsrum, alene på basis af 1-timesværdier målt dagligt mellem kl. 8 og 20 i perioden 1. maj 31. juli. a) Revideres 2013 på basis ny viden vedrørende sundhedsvirkning og teknisk gennemførlighed.
25
2
Luftkvalitetsvurdering for Roskilde
Kommune
Dette kapitel beskriver luftkvaliteten i Roskilde Kommune på baggrund af
luftkvalitetsberegninger gennemført i projektet Luften på din vej. Luftkvaliteten beskrives både statistisk, og dens geografiske variation illustreres.
Luftkvalitetsvurderingen viser, hvor stor en del af luftforureningen i Roskilde Kommune, som skyldes udefra kommende luftforurening, hvad der
skyldes kilderne i kommunen, og hvad der skyldes de enkelte gader. Resultater fra den regional målestation af luftkvalitet ved Risø vil kort blive omtalt.
Da brændeovne er en væsentlig lokal kilde vil luftkvalitetsvurdering også
belyse betydningen af brændeovne igennem opsummering af resultaterne af
tidligere målekampagner fra Vindinge og Gundsømagle, som er områder
med relativt mange brændeovne.
2.1
Luften på din vej
2.1.1
Formål
Formålet med ”Luften på din vej” er at beskrive den geografiske variation af
luftkvaliteten i hele Danmark, og værktøjet kan betragtes som et screeningsværktøj. Screeningsværktøjer afspejler den forventelige generelle geografiske variation i bybaggrundsforureningen og gadekoncentrationen. Der kan
dog være betydelig usikkerhed på enkeltresultater, da der kan være stor
usikkerhed på inputdata, og det er ikke muligt at kvalitetssikre om input data er repræsentative for samtlige 2,3 million adresser, som indgår i systemet.
Formålet er således ikke at forsøge at beregne antallet af overskridelser af
NO2-grænseværdien i Danmark. Beregnede overskridelser kan være usikre,
da der er usikkerhed på modelberegninger. Modelberegninger skal i stedet
opfattes som et supplerende værktøj til en skønsmæssig vurdering af luftkvaliteten og vurdering af potentielle overskridelser på steder, hvor der ikke
måles. Beregnede overskridelser bør derfor undersøges nærmere.
Den officielle udmelding om overskridelser af EU’s grænseværdier foretages
i forbindelse med den årlige rapportering fra Delprogram for Luft under
NOVANA (Ellermann et al. 2013). Vurderingen af overskridelserne baseres
dels på målingerne fra de danske målestationer, og dels på basis af modelberegninger på udvalgte gadesegmenter i København og Aalborg, hvor der foretages beregninger, og hvor det er muligt at få tilstrækkeligt gode input data fra kommunerne baseret på talt trafik.
2.1.2
Luftkvalitetsmodeller og data
Luften på din vej (LPDV) er et luftforureningskort på en offentlig tilgængelig hjemmeside med modelleret gade- og bybaggrundskoncentrationsdata
for alle adresser i Danmark, som brugeren kan zoome rundt i, og det er også
muligt at søge på en specifik adresse. Årsmiddelkoncentrationer for NO2,
PM2.5 og PM10 præsenteres for 2012. NO2 er valgt, da der er problemer med
overskridelse af grænseværdien ved målestationen på H.C. Andersens Boulevard i København, og der i henhold til modelberegninger optræder en
række overskridelser i København. PM2.5 og PM10 er valgt, da partikler anses
26
for at udgøre det største sundhedsproblem. Luften på din vej forventes at
blive lanceret i slutningen af 2014.
Koncentrationerne er beregnet med en kobling af luftkvalitetsmodellerne
DEHM (en regional kemisk-transportmodel dækkende den nordlige halvkugle), UBM (bybaggrundsmodel), og OSPM (gademodel) med tilhørende
input data omkring emission, meteorologi mv. For gadekoncentrationer repræsenterer beregningerne koncentrationsniveauer ved facaden af bygninger ved adresser i gadeniveau (2 m). AirGIS genererer input vedrørende trafik og gadekonfiguration for beregningspunkter. Dette modelsetup er anvendt i en række sammenhænge bl.a. beskrevet i Jensen et al. (2013) og Ellermann et al. (2013).
Emissioner i Danmark er baseret på emissionsmodellen SPREAD på 1x1 km2
opløsning inkl. alle emissionssektorer fra 2010 (Plejdrup et al. 2011). Emissionerne i den nationale emissionsopgørelse for Danmark er fordelt på et 1x1
km2 gitternet ud fra forskellige geografiske fordelingsnøgler relateret til de
forskellige emissionskilder.
Trafikdata er baseret på data fra Landstrafikmodellen (LTM) fra DTU
Transport og GPS målte rejsehastigheder fra SpeedMap fra Vejdirektoratet.
Luften på din vej er finansieret af DCE, som et udviklingsprojekt 2012-2014.
Beregninger af bybaggrundskoncentrationer langs med vejene, som indgår i
Landstrafikmodellen, er baseret på en version af UBM fra maj 2014, mens alle øvrige adresser er baseret på en version af UBM fra februar 2014. Da der
er lidt forskel i forudsætninger for disse to versioner, kan der være en lille
forskel i bybaggrundskoncentrationer for adresser, som ligger langs vejene i
Landstrafikmodellen og øvrige adresser tæt på selvom bybaggrundsniveauet principielt burde være det samme indenfor samme gittercelle i UBM.
2.1.3
Sammenligning mellem modelberegninger og målinger for NO2
I Tabel 2.1 er vist en sammenligning mellem modelberegninger og målinger
i 2012, hvor målingerne er fra NOVANA programmet (Ellermann et al.
2013). Modelberegninger er foretaget med input data som bruges i Luften på
din vej (LPDV), dvs. trafikdata er fra Landstrafikmodellen (årsdøgntrafik og
antaget gennemsnitlig køretøjssammensætning afhængig af vejtype). Rejsehastighed er fra SpeedMap fra Vejdirektoratet. Gadegeometrien er som
estimeret af AirGIS i Luften på din vej uden efterfølgende kvalitetssikring,
som der foretages i NOVANA. Dette er således en test af usikkerheden på
modelsetup med anvendt input data i Luften på din vej.
27
Tabel 2.1 Sammenligning mellem modelresultater i Luften på din vej og NO2-målinger på
målestationerne i Danmark i 2012 (årsmiddelværdi). Grænseværdien er 40 µg/m3.
Enhed: µg/m3
Målinger
Modelresultater
Difference
Modeller
Trafik:
København-HCAB/1103
47/55*
50
-10%-+6%
DEHM/UBM/OSPM
København-Jagtvej/1257
38
42
11%
DEHM/UBM/OSPM
Aarhus/6153
35
29
-17%
DEHM/UBM/OSPM
Odense/9155
26
30
17%
DEHM/UBM/OSPM
Aalborg/8151
30
53
75%
DEHM/UBM/OSPM
København/1259
17
18
4%
DEHM/UBM
Aarhus/6159
17
15
-13%
DEHM/UBM
Bybaggrund:
Odense/9159
13
14
5%
DEHM/UBM
Aalborg/8159
13
12
-5%
DEHM/UBM
Risø-Lille Valby/2090
9
12
29%
DEHM/UBM
Keldsnor/9055
8
8
-4%
DEHM/UBM
Regional baggrund:
Note: *Der måles 55 µg/m3 på målestation på HCAB men pga. vejbaneomlægninger er
trafikken flyttet tættere på målestationen, og det skønnes at have givet anledning til et spring
på omkring 8-9 µg/m3. Uden vejomlægning forventes derfor omkring 47 µg/m3. OSPM er
mest repræsentativ for målingerne uden springet, da OSPM beregninger afspejler koncentrationsniveauer ved husfacaden.
Det ses, at beregnede koncentrationer for gadestationerne ligger inden for 17% og +75% af målingerne.
Den største forskel ses for Aalborg, som overestimerer med 75%, og således
beregner en overskridelse af grænseværdien i Aalborg. Dette er i kontrast til
luftkvalitetsberegninger gennemført under NOVANA for både 2012 og 2013,
som ikke viser overskridelser af grænseværdien. Detailanalyse af luftkvalitetsberegninger i LPDV for Aalborg omkring målestationen viser, at grunden til at der i henhold til LPDV beregninger er overskridelser i Aalborg ved
målestationen er, at gadebredden i LPDV estimeres til 21 m mens den i NOVANA er 41 m. Mindre gadebredde giver højere koncentration. Det skyldes,
at der er nogle små tilbygninger til hovedbygningerne på begge sider af vejen, som i LPDV regnes som med, idet den geografiske model ikke kan skelne disse fra hovedbygningerne. Denne fejlfortolkning af vejbredden er manuelt rettet i NOVANA. Årsdøgntafik, andel af tung trafik og hastighed er
stort set ens.
Luftkvalitetsberegninger ligger inden for -13% til +5% af målinger for bybaggrundsstationerne.
For de to regionale stationer underestimeres Keldsnor på Langeland lidt (4%), mens der er en større overestimering for Risø-Lille Valby nord for Roskilde (+29%).
Bybaggrunds- og gadekoncentrationsberegninger i LPDV vil være generelt
retvisende, men kan i enkelttilfælde enten over- eller underestimere koncentrationerne.
28
2.1.4
Sammenligning mellem modelberegninger og målinger for
partikler
Modelresultater for LPDV er ligeledes sammenlignet med målt PM2.5 på målestationerne i Danmark i 2012. Modellen overestimerer generelt for gadestationer med 12-22%, for baggrundsstationer med 14-36%, og for en regional
station med 37%. Alle målinger og modelresultater ligger væsentligt under
grænseværdien på 25 µg/m3.
For PM10 underestimerer modellen generelt for gadestationer 0% til -22%, for
den ene baggrundsstation er beregnet inden for 2%, og for regionale stationer overestimeres med 0% til 18%. Alle målinger og modelresultater ligger
væsentligt under grænseværdien på 40 µg/m3.
2.2
Geografisk variation af luftkvaliteten i Roskilde
Kommune
2.2.1
Bybaggrundskoncentration
I det følgende vises den geografiske variation af den gennemsnitlige bybaggrundskoncentration (som inkluderer regionalt bidrag) for NO2, PM2.5 og
PM10 i 2012 på et 1x1 km2 gitter modelleret i Luften på din vej baseret på de
adresser, som falder inden for en gittercelle. Bybaggrundskoncentrationen af
NO2 er vist i Figur 2.1.
Figur 2.1 Geografisk variation i den gennemsnitlige bybaggrundskoncentration af NO2 i
2012 på et 1x1 km2 gitter modelleret i Luften på din vej.
De højeste bybaggrundskoncentrationer er omkring dobbelt så høje som
baggrundsforureningen, og bidraget fra baggrundskoncentrationerne til bybaggrundskoncentrationer skyldes kilder i Roskilde Kommune, og er op til
omkring 7 µg/m3. En væsentlig kilde til NO2 er trafik, og koncentrationerne
er som forventet højest i Roskilde, men der er også relativt høje koncentrati29
oner i den nordøstlige del af kommunen, som må være andet end kun trafik,
fx brændeovne. Der er dog mere usikkerhed omkring den geografiske variation af emissioner fra brændeovne, da videngrundlaget ikke er så godt som
for fx trafikken.
Bybaggrundskoncentrationen af PM2.5 og PM10 er vist i Figur 2.2. Det ses, at
baggrundniveauet er relativt højt, og de lokale kilder i kommunen bidrager
kun med nogle få mikrogram. Den geografiske fordeling af PM2.5 og PM10, er
stort set ens, da kilderne et langt stykke af vejen er de samme. Det er primært trafik og brændeovne. Der er høje koncentrationer både i Roskilde og
på landet i de mindre byer.
Figur 2.2 Geografisk variation i den gennemsnitlige bybaggrundskoncentration af PM2.5 (venstre) og PM10 (højre)
i 2012 på et 1x1 km2 gitter modelleret i Luften på din vej.
2.2.2
NO2-gadekoncentrationer
I det følgende vises den geografiske variation af gadekoncentrationer for
NO2, PM2.5 og PM10 i 2012 på adresseniveau modelleret i Luften på din vej.
Der er i alt 31.100 adresser i kommunen.
Gadekoncentrationerne af NO2 er vist for hele kommunen i Figur 2.3.
30
Figur 2.3 Gadekoncentrationer af NO2 på alle adresser i Roskilde Kommune i 2012 modelleret i forbindelse med Luften på din vej.
Som forventet er NO2-koncentrationerne størst langs med de største veje, da
trafik er en væsentlig kilde. Det gælder indfaldsvejene, indre ringvej og de
større fordelingsveje i Roskilde. Den højeste NO2-koncentration på omkring
38 µg/m3 i 2012 modelleres på Jernbanegade i Roskilde, og er under grænseværdien på 40 µg/m3. Der er således ikke modelleret nogen overskridelser
af grænseværdien for NO2 i Roskilde Kommune.
Det højeste gadebidrag fra trafikken, som er forskellen mellem gadekoncentration og bybaggrundskoncentration, er omkring 23 µg/m3.
Figur 2.4 viser NO2-gadekoncentrationerne for Roskilde, og er altså et detaljeret udsnit af Figur 2.3.
31
Figur 2.4 Gadekoncentrationer af NO2 på alle adresser i Roskilde i 2012 modelleret i
forbindelse med Luften på din vej.
Bemærk at koncentrationer tæt på motorvejen er undervurderet, da modelsystemet ikke beregner det direkte bidrag fra motorvejen til en given adresse. Bidraget fra motorvejene indgår som emissionskilde på 1x1 km2 gitternet
og bidrager således til bybaggrundsforureningen. DCE råder over en luftkvalitetsmodel som er specielt udviklet til at beregne luftkvalitet langs motorveje (OML-Highway), og DCE er i gang med at foretage en kortlægning
langs alle motorveje og landeveje for Vejdirektoratet som afsluttes i slutningen af 2014. Resultater herfra forventes på sigt at indgå i Luften på din vej
langs med motorveje og landeveje.
Koncentrationen af NO2 aftager hurtigt med afstanden til motorvejen pga.
fortynding. Motorvejens bidrag til NO2-koncentrationerne er omtrent halveret i en afstand på 200 m, og bidraget fra motorvejen er få procent af udgangskoncentrationen i afstande på 600-800 m (Jensen et al. 2005).
2.2.3
PM2.5 og PM10 gadekoncentrationer
Gadekoncentrationer af PM2.5 og PM10 for hele kommunen er vist i Figur 2.5.
32
Figur 2.5 Gadekoncentrationer af PM2.5 (venstre) og PM10 (højre) på alle adresser i Roskilde Kommune i 2012
modelleret i forbindelse med Luften på din vej.
Den geografiske fordeling af PM2.5 og PM10 gadekoncentrationer er stort set
ens, da kilderne i vidt omfang er de samme. De lokale kilder er primært trafik og brændeovne, men det regionale bidrag er væsentligt. De højeste koncentrationer er fordelt på samme måde som NO2, da trafik er en væsentlig
kilde. Den geografiske fordeling af bidraget fra brændefyring er ikke afspejlet korrekt, som diskuteret herunder.
De højeste PM2.5- og PM10-koncentrationer på hhv. omkring 17 µg/m3 og 22
µg/m3 i 2012 er også modelleret på Jernbanegade i Roskilde, og er under
grænseværdierne på hhv. 25 µg/m3 for PM2.5 og 40 µg/m3 for PM10. Der er
således ikke modelleret nogen overskridelser af grænseværdien for partikler
i Roskilde Kommune.
Det ses, at bybaggrundsniveauet er relativt højt, og gadebidraget fra trafikken bidrager med relativt få mikrogram. For PM2.5 er det omkring 5 µg/m3
og for PM10 omkring 8 µg/m3. Bidraget er større for PM10, da den grovere
del af partiklerne også indgår heri, fx ikke-udstødning fra trafikken i form af
vej-, dæk- og bremseslid og ophvirvling heraf. Den geografiske fordeling af
PM2.5 og PM10, er stort set ens, da kilderne et langt stykke af vejen er de
samme.
Særligt vedrørende brændeovne og -kedler gælder at både størrelsen og den
geografiske kortlægning af emissioner er forbundet med stor usikkerhed, da
den hviler på mangelfulde informationer om placering og type af brændeovne samt deres anvendelse. Pga. dette har det i SPREAD været nødvendigt
at antage at emissionstætheden er den samme i en hel kommune, og SPREAD giver således kun en variation mellem kommuner (Plejdrup et al. 2011),
dog fordelt efter de gamle kommuneinddelinger. Beregningerne i Luften på
33
din vej viser derfor ikke den variation i bidraget fra brændeovne, som kan
forventes, og vil derfor undervurdere bidraget fra brændeovne i områder
med høj tæthed af brændeovne.
2.3
Luftkvalitet i Roskilde Kommune statistisk set
I det følgende beskrives luftkvaliteten i Roskilde Kommune ud fra forskellige statistiske parametre.
2.3.1
Statistiske nøgleparametre
I Tabel 2.2 er opsummeret statistiske parametre for gade- og bybaggrundskoncentrationer.
Tabel 2.2 Statistiske parametre for gade- og bybaggrundskoncentrationer i Roskilde
Kommune i 2012.
Minimum
NO2
NO2
PM2.5
PM2.5
PM10
PM10
Gade
Bybaggrund
Gade
Bybaggrund
Gade
Bybaggrund
8.3
8.3
11.5
11.5
13.8
13.8
Gennemsnit
11.6
11.0
12.2
12.1
14.4
14.3
Maksimum
37.7
17.8
16.5
14.3
21.6
16.5
Note: Angivet med flere decimaler end usikkerheden på data tilsiger for at kunne se mindre forskelle.
Det ses som forventet at minimumsværdierne er ens for gade- og bybaggrundskoncentrationer, da dette er en situation, hvor der ikke er noget gadebidrag pga. ingen eller lidt trafik. Gennemsnitværdierne for gadekoncentrationer er lidt større end gennemsnitværdierne for bybaggrundskoncentrationer, da gadebidraget i gennemsnit er lille for de mange adresser, hvor der
er ingen eller lidt trafik. Forskellen mellem minimumsværdierne og maksimum er for bybaggrund bidraget fra de lokale kilder i Roskilde Kommune,
og for gadekoncentrationer er det bidraget fra den lokale trafik i gaderne.
2.4
Luftforurening fra brænderøg i Roskilde Kommune
Bidraget fra brændeovne modelleres ikke så detaljeret som emissioner fra
trafikken i Luften på din vej pga. manglende videngrundlag, selvom alle
kilder bidrager til den modellerede bybaggrundsforurening herunder brændeovne. Da brændeovne er en væsentlig lokal kilde til partikelforurening gives nedenfor en generel beskrivelse af emissioner fra brænderøg og betydning for partikelkoncentrationen, og der inddrages resultater fra tidligere
måling af brænderøg i landsbyer på Sjælland herunder i Roskilde Kommune. Der er således ikke gennemført nye målinger eller beregninger i forbindelse med nærværende projekt.
2.4.1
Problemets omfang
På landsplan udgør partikelemissioner fra brændeovne- og -kedler omkring
75% af nationale partikelemissioner. Det skal understreges, at dette på ingen
måde indebærer, at 75% af partiklerne i luften stammer fra brændefyring –
dette uddybes i et senere afsnit. Antallet af for tidlige dødsfald i Danmark
som følge af privat indenlandsk brændefyring er blevet estimeret til at ligge
på 200-250 om året ud fra modelberegninger for 2008. Til sammenligning er
det centrale estimat for det totale antal for tidlige dødsfald i Danmark hidrørende fra al luftforurening på ca. 2.700-3.200, hvoraf langt hovedparten (ca.
75%) skyldes luftforurening fra udlandet. Det estimerede antal for tidlige
dødsfald i Danmark som følge af dansk brændefyring udgør knap 8 procent
34
af det samlede antal for tidlige dødsfald relateret til den totale luftforurening
i Danmark. Bidraget fra privat indenlandsk brændefyring set i relation til alle danske kilder alene er således ca. 30 procent (Brandt et al. 2011). Det seneste estimat for antal for tidlige dødsfald i Danmark hidrørende fra al luftforurening er på 3.300 for 2011 (Ellermann et al. 2014).
2.4.2
Usikkerhed på opgørelse af emissioner fra brænderøg
Emissioner fra kategorien ”ikke-industriel forbrænding” er domineret af
emissioner fra forbrænding i husholdninger. Den vigtigste kilde til emissioner af fx partikler fra husholdninger er små træfyrede anlæg som brændeovne, pejse, brændekedler og træpillefyr. Særligt vedrørende brændeovne
og -kedler gælder, at både størrelsen og den geografiske kortlægning af
emissioner er forbundet med stor usikkerhed. Emissionerne beregnes på basis af brændselsforbrug og emissionsfaktorer for relevante forureningskomponenter, begge bestemt ud fra en række antagelser, da der ikke findes detaljerede statistikker for hhv. træforbrug i husholdninger eller antal og typer
af varmeproducerende anlæg. Energistyrelsens opgørelse over træforbrug i
husholdninger på kommuneniveau, baseret på salgstal og spørgeundersøgelser, anvendes til emissionsberegningerne. Emissionen afhænger af typen
af anlæg og fyringspraksis (brændsel og adfærd). Anlægsbestanden er baseret på fremskrivning af en undersøgelse fra 2006 udført af Teknologisk Institut og Force Technology, og emissionsfaktorer baseres på målinger, grænseværdier og internationale guidelines for emissionsopgørelser. Fyringspraksis
må forventes at variere meget både rumligt og tidsligt, og er en faktor, som
ikke er mulig at kvantificere. Den geografiske fordeling i SPREAD af emissioner fra træfyring i husholdninger er baseret på Energistyrelsens opgørelse
af træforbrug i husholdninger per kommune fra 2005 baseret på data fra
BBR-registret. Der antages således den samme fordeling overalt inden for en
kommune. Dog gælder opdelingen i SPREAD for 2010 de gamle kommuner
fra før kommunalreformen, så den nuværende udstrækning af Roskilde
Kommune er inddelt i tre områder. I virkeligheden vil der være stor geografisk variation afhængig af, hvor brændeovnene er, hvilken type det, og hvor
meget, og hvordan der fyres.
2.4.3
Partikelemission og koncentration af partikler
Når man diskuterer partikelforurening er det vigtigt at holde sig for øje, at
partikler kan være primære ("født" som partikler) eller sekundære (dannet i
atmosfæren ved kemisk og fysisk omdannelse af gasarter). Emissionsopgørelser af partikelforurening beskæftiger sig udelukkende med primære partikler. Brændefyring er en dominerende kilde til udledning af primære partikler i Danmark. Målinger i udeluften omfatter derimod både primære og
sekundære partikler. Hvis man betragter det totale, målte partikelindhold i
luften set på helårsbasis, så udgør brændefyrings bidrag ikke nogen voldsomt stor andel. Det indebærer dog ikke at brændeovnes bidrag er uden betydning. Bidraget er anseligt, og undersøgelser har påvist en klar statistisk
sammenhæng mellem partikelforurening og sundhedseffekter. Intet tyder
på, at partikler fra brændeovnsrøg kan frikendes i denne sammenhæng.
Hvis man opgør den danske udledning af fine partikler (PM2.5), finder man at
brændefyring er skyld i mere end halvdelen af udledningen. Hvis man derimod betragter koncentrationer af fine partikler i luften, finder man i aktive
brændefyringsområder, at brænderøgsbidraget på årsbasis udgør omkring 2
mikrogram/m3. Dette kan sammenholdes med koncentrationen af PM2.5 i
baggrundsluften, som er 10-15 mikrogram per m3. Det vil sige, at i et aktivt
35
brændeovnsområde bidrager brændeovne med 10-20 % af partikelforureningen på årsbasis. I kolde perioder kan bidraget være langt større.
Ydermere kan man visse steder, og til visse tider, opleve episoder med markant og generende forurening med brænderøg, og meget ofte er det den type
episoder, der giver anledning til naboklager.
2.4.4
Målinger af partikelkoncentration i brændeområder
I forbindelse med det såkaldte WOODUSE-projekt blev der udgivet en
sammenfattende rapport over resultater (Olesen et al. 2010a). Rapporten
præsenterer estimater for brændefyringsbidrag til partikelkoncentrationer
(PM2.5) i luften for tre lokaliteter, hvor der er foretaget målinger specielt med
henblik på vurdering af bidrag fra brændefyring. Estimaterne for bidraget til
middelværdien på årsbasis spænder fra 0,5 µg/m3 til 2,3 µg/m3 på de konkrete lokaliteter for bestemte år. For Slagslunde i Roskilde Kommune har
estimatet kunnet underbygges af ret detaljerede modelberegninger, som giver et indtryk af bidragets geografiske fordeling og dets afhængighed af meteorologi – bl.a. betyder lave vindhastigheder forholdsvis store koncentrationer.
Der er to lokaliteter med et bidrag på omkring 2 µg/m3 på årsbasis, nemlig
Gundsømagle i Roskilde Kommune og Slagslunde i Egedal Kommune. De
må begge betegnes som områder med høj brændefyringsaktivitet. Et tredje
område – Vindinge i Roskilde Kommune– med et estimeret bidrag omkring
0,5 µg/m3 på årsbasis har moderat fyringsaktivitet.
Til sammenligning ligger modellerede PM2.5-bybaggrundskoncentrationer i
Roskilde Kommune på 11-14 µg/m3 baseret på Luften på din vej. I områder
med moderat brændefyring i Roskilde Kommune kan brænderøg derfor udgøre i størrelsesordenen 4-5% af partikelkoncentrationen, og i områder med
høj brændefyringsaktivitet omkring 14-18%.
2.4.5
Indendørs luftforurening i huse med brændeovn
I forbindelse med Slagslunde-undersøgelsen blev der gennemført en begrænset undersøgelse af indendørs forurening (Olesen et al. 2010b). Fokus
var på niveauet af sod i indeluften. I huse med brændeovn kan brændeovnen give et mærkbart bidrag til sodforurening inde i huset. Forureningen
kommer først og fremmest, når man tænder op i en kold ovn. Dårligt træk
betyder at forureningen spredes ind i boligen i stedet for at blive ført op
gennem skorstenen, og det er derfor vigtigt at skorstenen yder tilstrækkeligt
træk.
2.4.6
Brænderøg fra bål
Bål er blevet populært i fritidsordninger, børneinstitutioner, skovbørnehaver, boligbebyggelser mv., som et hyggeligt samlingspunkt for varme, sang,
snobrød mv. Ikke kun noget som gøres en gang imellem, men i nogle tilfælde rutinemæssigt. Det kan være bål i det fri eller bål i lukkede/halvlukkede
hytter med skorsten. Bål opfattes som naturligt og givet harmløst, men bål
udsender de samme sundhedsskadelige luftforureninger som anden brændefyring, og er værre per forbrugt mængde brænde pga. mindre kontrolleret
forbrænding i et åbent bål sammenlignet med en brændeovn. Personers eksponering er meget høj omkring et bål, især for dem som sidder i røgfanen,
som ofte skifter retning. Lugten af bål i tøjet kan efterfølgende være meget
markant, og vidner om høj eksponering.
36
Der eksisterer meget få studier af brænderøg fra bål og eksponering herfor.
Der er tidligere gennemført et studie i et rekonstrueret Jernalderhus på Lejre
Forsøgscenter, hvor der var et åbent ildsted inden i huset og aftræk i loftet
(Skov et al. 2000). Dette studie viste, at den personlige eksponering for NO2
af en person, som lever som en Stenalderkvinde over en uge var omkring 6
gange større end koncentrationen udenfor, og knap en halv gang højere end
på en trafikeret gade i København (Jagtvej målestation). For benzen var koncentrationerne indendørs omkring 10 gange højere end på Jagtvej. Dette eksempel er mere ekstremt end bål i det fri, da det foregik indendørs og over
længere tid, men det illustrerer, at bål kan give høj eksponering og dermed
også udgøre en helbredsrisiko.
37
3
Kildeopgørelse for Roskilde Kommune
Dette kapitel beskriver de totale emissioner for emissionskilder inden for
Roskilde Kommune baseret på den nationale emissionsopgørelse og dennes
geografiske fordeling på 1x1 km2 gitter fra SPREAD-modellen. Emissionskilder omfatter bl.a. trafik, brændeovne, industri, boligopvarmning mv.
Kildeopgørelse for trafikken fordeles på køretøjstyper, Euroklasser og
brændstoftype med udgangspunkt i undersøgelser fra København, da det
forventes at være nogenlunde det samme i Roskilde.
Emissioner er opgjort på et 1x1 km2 gitternet, og alle gitterceller som berører
disse gitterceller er udvalgt ud fra Roskilde Kommune geografiske afgrænsning. For kun at medtage emissioner inden for kommunegrænsen er det beregnet, hvor meget areal af en given 1x1 km2 gittercelle, som er inden for
kommunegrænsen, og efterfølgende er gittercellens emission justere ud fra
dette areal ved at antage at emissionen er fordelt ligeligt inden for en gittercellen. På denne måde medtages ikke emission fra tilstødende kommuner,
som Roskilde Kommune deler gitterceller med. For gitterceller som indeholder dele af Roskilde Fjord er denne justering ikke foretaget, da emissioner i
forvejen er fordelt i forhold til landareal.
3.1
Totale emissioner i Roskilde Kommune
De totale emissioner i 2010 i Roskilde Kommune baseret på SPREADemissionsmodellen for Danmark er vist i Tabel 3.1 for de stoffer, som indgår
i den regionale luftkvalitetsmodel (DEHM). De væsentligste kilder til de forskellige stoffer er også beskrevet.
Tabel 3.1 Totale emissioner i 2010 i Roskilde Kommune fra SPREAD modellen (tons).
Svolvdioxid SO2
Forbrændingsprocesser, særligt
Kvælstof-oxider NOx
Forbrændingsprocesser, særligt 1210
50
fra kul, men også fra diesel
trafik og energiproduktion.
Flygtige organiske kulbrinter
(undtagen metan) NMVOC
Metan CH4
Forbrændingsprocesser, opløsningsmidler,
764
produkter, industri, trafik mv.
Mest fra landbrug, spildevandsrensning, 1425
affaldshåndtering mv
Kulilte CO
Ammoniak NH3
Forbrændingsprocesser, særligt trafik 4021
Mest fra landbrug, men også fra
63
forbrænding bl.a. fra trafik
Svævestøv TSP
Forbrændingsprocesser, særligt brændeovne
206
og trafik, og mekanisk dannede partikler,
og naturlige kilder fx jordstøv
Partikler under 10 mikrometer
i diameter PM10
Forbrændingsprocesser, særligt brændeovne
180
og trafik, og mekanisk dannede partikler,
mv. og naturlige kilder fx jordstøv
Partikler under 2,5 mikrometer
i diameter PM2.5
Forbrændingsprocesser,
163
særligt brændeovne og trafik
De totale emissioner siger i selv ikke så meget, da det er de resulterende effekter på natur og menneskers helbred, som betyder noget.
38
Som det fremgår af tidligere, er der grænseværdier for koncentrationen af
SO2, NO2, CO, PM10 og PM2.5 med det formål at beskytte menneskers sundhed. SO2, NOx og NH3 giver anledning til dannelse af sekundære partikler i
atmosfæren, og bidrager på den måde til helbredseffekter. NOx, NMVOC og
CO bidrager til dannelse af ozon i atmosfæren og bidrager på den måde også til helbredseffekter.
Våd- og tørafsætning af svovl- og kvælstofforbindelser bidrager til forsuring
og eutrofiering af naturområder.
CH4, partikler samt ozon tilhører de såkaldte kortlevede drivhuskomponenter (Short-Lived Climate Forcers). De bidrager til den globale opvarmning
og dermed til klimaforandringerne. Blandt de forskellige menneskeskabte
drivhusgasser og – komponenter er partikler (Elementært kulstof – EC) den
næst største bidragsyder til klimaforandringer kun overgået af CO2. Da levetiden for EC måles i dage til uger vil en reduktion af EC få næsten øjeblikkelig effekt i forhold til reduktion af klimapåvirkningen. EC i atmosfæren absorberer solens stråling og fører til en direkte opvarmning i atmosfæren, da
EC både absorberer indgående solstråling og udgående stråling. EC har
endvidere en indirekte virkning på klimaet med øget opvarmning som følge
af øget skydannelse, men nettovirkningen er yderst usikker, da skyer reducerer solindstrålingen (køling) men bremser udstrålingen (opvarmning). Når
EC er deponeret på sne og isdækkede overflader påvirker det Albedoeffekten, da det er sort, hvorved det absorberer en del af den solstråling, som
normalt ville blive reflekteret til atmosfæren, og dermed øges afsmeltningen
(Jensen et al. 2014). En overflades albedo er forholdet mellem tilbagekastet
og modtaget stråling. Man bruger ofte en skala, hvor 0 svarer til sort, dvs. et
legeme helt uden tilbagekastning, mens 1 svarer til hvid, altså et legeme, der
tilbagekaster al den stråling, det modtager.
3.1.1
Kildeopgørelse for NOx-emissioner
I Tabel 3.2 er vist en underopdeling af emissionerne for NOx på hovedemissionssektorer, som i Danmark omfatter 10 hovedkategorier. Der findes op til
375 underkategorier.
Det ses, at den største kilde til NOx er vejtrafik efterfulgt af andre mobile
kilder (industri, landbrug, jernbane mv.) og energiproduktion.
Tabel 3.2 NOx-emissioner i Roskilde Kommune underopdelt på hovedemissionssektorer i 2010.
Kategori Kildebeskrivelse
NOx (ton/år)
01
Kraftvarme og fjernvarmeværker, herunder affaldsforbrænding til energiformål
217
02
Ikke-industriel forbrænding fx forbrænding i husholdninger, handel og service
68
03
Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksomhed
21
04
Industrielle processer
0
05
Udledning i forbindelse med udvinding, behandling, lagring, og transport af olie og gas
0
06
Anvendelse af produkter
1
07
Vejtransport
675
08
Andre mobile kilder
227
09
Affaldsforbrænding
1
10
Landbrug
1
Total
1210
39
3.1.2
Kildeopgørelse for PM2.5 emissioner
I Tabel 3.3 er vist underopdeling af emissionerne for PM2.5 på hovedemissionssektorer.
Det ses, at den største kilde til PM2.5 er brændeovne og –kedler (kategori 02),
efterfulgt af vejtrafik og andre mobile kilder (industri, landbrug, jernbane
mv.). Andre kilder bidrager marginalt.
Tabel 3.3 PM2.5 emissioner i Roskilde Kommune underopdelt på hovedemissionssektorer i 2010.
Kategori Kildebeskrivelse
PM2.5 (ton/år)
01
Kraftvarme og fjernvarmeværker, herunder affaldsforbrænding til energiformål
02
Ikke-industriel forbrænding fx forbrænding i husholdninger, handel og service
03
Fremstillingsvirksomhed og bygge- og anlægsvirksomhed
1
04
Industrielle processer
0
05
Udledning i forbindelse med udvinding, behandling, lagring, og transport af olie og gas
0
06
Anvendelse af produkter
3
07
Vejtransport
34
08
Andre mobile kilder
14
09
Affaldsforbrænding
0
10
Landbrug
3
Total
1
102
158
3.2
Geografisk variation af emissioner i Roskilde Kommune
I det følgende illustreres den geografiske variation i emissioner i Roskilde
Kommune for udvalgte stoffer, som varierer geografisk forskelligt, forbi de
har forskellige kilder. Der er udvalgt NOx, hvor trafik er en væsentlig kilde,
og som varierer stort set som CO. NMVOC er valgt som indikator for forbrænding men også opløsningsmidler, produkter, industri, trafik mv. PM2.5
er valgt som indikator for partikler og har flere kilder, fx brændeovne, trafik,
industri mv. PM2.5 varierer geografisk stort set som PM10 og TSP. SO2 er med
som indikator for forbrænding af svovlholdige brændsler. CH4 er valgt som
indikator for landbrug og spildevands- og affaldshåndtering, og NH3 repræsenterer landsbrugsemissioner, Figur 3.1. Den geografiske fordeling er baseret på den nationale emissionsopgørelse, som er fordelt med forskellige geografiske fordelingsnøgler for de forskellige emissionskilder. Der er derfor en
vis usikkerhed forbundet med den geografiske fordeling, når man zoomer
helt ind på en aktuel kommune som Roskilde Kommune.
40
Figur 3.1 Geografisk variation af emissioner pr. km2 i Roskilde Kommune i 2010 for udvalgte stoffer.
3.3
Kildeopgørelse for trafikken
Det har ikke været muligt inden for rammerne af nærværende projekt at foretage en detaljeret kildeopgørelse af trafikken på vejstrækninger i Roskilde
Kommune, da det ville kræve detaljeret information om trafikken og dens
køretøjssammensætning. Dette kapitel beskrives derfor andre kildeopgørelser fra København, som tilnærmelsesvis vil svare til situationen i Roskilde
Kommune. Der beskrives en kildeopgørelse for de 99 gader i København,
som indgår i de årlige beregninger af luftkvaliteten under NOVANA, hvor
kildeopgørelsen er opdelt på køretøjskategorierne, og der beskrives en detaljeret analyse fra H.C. Andersens Boulevard, hvor partikelemissionen underopdeles i udstødning og ikke-udstødning, og endvidere fordeles på de forskellige Euroemissionsklasser og brændstoftyper. Informationerne er baseret
på Jensen et al. (2013).
41
3.4
Kildeopgørelser for 99 gader i København
I Figur 3.2 og Figur 3.3 er vist den gennemsnitlige kildeopgørelse for 99 bygader i København i 2010 for hhv. kvælstofoxider og partikelmasse i forhold
til koncentrationerne af samme. Bemærk, at senere viden har vist, at NOxemissionen for person- og varebiler er undervurderet, da emissionsfaktorer
for Euro 5 og Euro 6 regnes for lavt i forhold til nyere viden. I det følgende
er bidraget for person- og varebiler for NOx derfor underestimeret.
De absolutte koncentrationer er højere i København end i Roskilde, men den
relative fordeling mellem køretøjskategorierne formodes at være
nogenlunde den samme. Gadebidraget (forskel mellem gadekoncentration
og bybaggrundskoncention) er dog højere i København end i Roskilde, da
trafikniveauet generelt er højere. Der er også lidt højere bybaggrundskoncentrationer.
Figur 3.2 Gennemsnitlig kildebidrag for de 99 gader for kvælstofoxider i 2010.
Figur 3.3 Gennemsnitlig kildebidrag for de 99 gader for partikelmasse i 2010.
Den gennemsnitlige kildeopgørelse for gadebidraget fordelt på køretøjskategori for de forskellige stoffer for de 99 gader er vist i Tabel 3.4. Denne fordeling må forventes at være nogenlunde den samme for bygader i Roskilde
under antagelse af at køretøjssammensætningen er nogenlunde ens i København og Roskilde Kommune. Den procentvise opgørelse er uafhængig af trafikniveauet, dog må den tunge trafik formodes at udgøre en større andel i
Roskilde, da København har en miljøzone, som regulerer emissioner fra ældre tunge køretøjer.
42
Tabel 3.2 Gennemsnitlig kildeopgørelse af gadebidraget fordelt på køretøjskategori for
de 99 gader i 2010 (%).
Lastbiler
Lastbiler
Personbiler
Varebiler
< 32t
> 32t
Busser
Total
NOx
43
21
14
8
15
100
NO2
44
21
14
8
15
100
Luftforurening
PM10
62
22
6
3
7
100
PM2.5
57
28
6
2
7
100
Pt. antal
43
21
14
8
15
100
3.4.1
Kildeopgørelse for udstødning og ikke-udstødning
I Tabel 3.3 er vist en kildeopgørelse i procent for H.C. Andersens Boulevard i
København ud for målestationen overfor Tivoli, hvor bidraget for de forskellige køretøjskategorier er yderligere opdelt i udstødningsbidrag og ikkeudstødningsbidrag for PM10 og PM2.5.
Tabel 3.3 Kildeopgørelse for gadebidraget til NOx og partikler for H.C. Andersens Boulevard i 2010 (%).
Personbiler
Taxi
Varebiler
38,5
6,3
16,0
7,5
0,2
6,0
NOx
PM-udstødning
Lastbiler
Lastbiler
Busser
Totalt
< 32t
> 32t
21,8
4,3
13,1
100,0
1,6
0,2
1,4
17,0
PM10 Ikke-udstødning
49,6
6,7
11,4
8,7
1,3
5,3
83,0
PM10 totalt
57,2
6,9
17,4
10,3
1,5
6,7
100,0
PM-udstødning
18,0
0,6
14,4
3,8
0,5
3,3
40,6
PM2.5 Ikke-udstødning
36,6
4,8
8,2
5,6
1,0
3,4
59,4
PM2.5 totalt
54,6
5,4
22,6
9,4
1,4
6,7
100,0
For trafikken som helhed bidrager partikeludstødning (PM-udstødning)
med omkring 40% og ikke-udstødning med 60% for PM2.5. For PM10 er forholdet hhv. 17% og 83%, da andelen af ikke-udstødning udgør en større del
af PM10 i forhold til PM2.5.
Grunden til at den tunge trafik ikke bidrager så meget med PM-udstødning
er pga. miljøzonen, som regulerer den tunge trafik (Jensen et al. 2011). Da
der ikke er miljøzone i Roskilde Kommune vil andelen fra den tunge trafik
være større end angivet ovenfor.
En grov tilnærmelse er at antage, at bidragene til partikelantal fordeler sig
på samme måde som NOx. Sammenhængen mellem NOx og antal partikler
er imidlertid også påvirket af anvendte emissionsbegrænsende teknologi.
Eksempelvis vil eftermontering af partikelfilter næsten fjerne alle partikler,
mens NOx er upåvirket. Modsat vil montering af NOx-katalysator (SCR)
kraftigt reducere NOx, mens antal partikler er upåvirket.
3.4.2
NOx-kildeopgørelse for Euroemissionsklasser og brændstofstyper
I det følgende er vist et eksempel på kildeopgørelse for NOx, hvor køretøjskategorier er yderligere underopdelt på Euroemissionsklasser og brændstofstype (benzin/diesel). De forskellige bidrag er beskrevet i 2015 på basis
af referencescenariet (1A) i ren-luftzone rapporten (Jensen et al. 2012).
Bemærk at kildeopgørelsen tager udgangspunkt i 2015, mens data præsenteret ovenfor er fra 2010. Emissionsfaktorer vil således være lavere i 2015 i for43
hold til 2010, da emissionsfaktorerne løbende bliver reduceret pga. den løbende udskiftning af bilparken, hvor nyere Euroemissionsnormer indfases
med skærpede emissionsnormer, mens ældre køretøjer med højere emissionsfaktorer skrottes. Indregistreringsdatoer for de forskellige Euroemissionsnormer er beskrevet i Bilag 1.
Emissionsfaktorerne (NOx-udledning per kørt km) er meget forskellige for
de forskellige køretøjskategorier, som det fremgår af Figur 3.2.
5
emissionsfaktor NOx i g km
-1
4.5
4
3.5
3
2.5
2
1.5
1
0.5
0
Personbil
Taxi
Varebil
Lastbil<32t
Lastbil>32t
Bus
Figur 3.2 NOx-emissionsfaktorer for de forskellige køretøjskategorier på H.C. Andersens
Boulevard i 2015 i referencescenariet (1A).
Figur 3.4 viser, at NOx-emissionen er omkring 10 gange så høj per kørt km
for de tunge køretøjer i forhold til personbiler og taxier. Varebiler har omkring 3 gange så høje emissionsfaktorer som personbiler og taxier. NOx
emissionsfaktorer for den tunge trafik formodes at være endnu højere i Roskilde Kommune, da der ikke er miljøzone.
Det samlede bidrag til NOx-emissionen afhænger ud over af emissionsfaktorerne også af køretøjssammensætningen, som det fremgår af Figur 3.5.
Figur 3.5 Køretøjsfordeling og køretøjskategoriernes bidrag til NOx-emissionen på H.C.
Andersens Boulevard i 2015 i referencescenariet (1A).
44
Køretøjsfordelingen på H.C. Andersens Boulevard er omkring 76,4% personbiler, 7,5% taxier, 11,4% varebiler og 4,7% tunge køretøjer. Køretøjskategoriernes bidrag til NOx-emissionen er omkring 40% for personbiler, 4% for
taxier, 18% for varebiler og 38% for de tunge køretøjer. For de tunge køretøjer står lastbiler for omkring 24% og busser for 14%.
Busser andrager 14% af NOx-emissionen. Hvis vi antager, at fordelingen på
H.C. Andersens Boulevard er som det nationale gennemsnit, dvs. 71% for
rutebusser og 29% for turistbusser, og tager hensyn til at bybusser ifølge
COPERT 4 har omkring 20% højere NOx-emission i forhold til turistbusser,
får vi, at rutebusser bidrager med omkring 10% og turistbusser med omkring 4%. NOx-emissionsfaktorer formodes at være højere i Roskilde Kommune, da der ikke er miljøzone. COPERT 4 er den emissionsmodel, som benyttes til nationale emissionsopgørelser i Danmark, og som også er integreret i OSPM-modellen.
I forhold til tidligere vurderinger i Miljøzoneprojektet (Jensen et al. 2011) bidrager de tunge køretøjer mere til NOx-emissionen, da emissionen fra Euro 5
ved bykørsel regnes højere i den opdaterede version af COPERT 4 end tidligere, og Euro 5 andrager en betydelig del af de tunge køretøjer i 2015.
De enkelte køretøjskategorier består af forskellige Euroemissionsklasser med
forskellige emissionsfaktorer, og er yderligere opdelt på benzin og diesel, se
Figur 3.6.
Figur 3.3 Fordeling af Euroklasser på de forskellige køretøjskategorier i 2015 i København.
I 2015 forventes der omkring 66% benzinpersonbiler og 34% dieselpersonbiler. Andelen af Euro 5 og 6 er større for dieselpersonbiler end benzinpersonbiler, da en stigende del af nysalget de seneste år har været dieselbiler. Der
er ikke indregnet elbiler, da de forventes at udgøre en meget lille andel af
bilparken i 2015.
Efter at ovenstående beregninger blev foretaget er der kommet ny viden
omkring NOx-emission for dieseldrevne personbiler, hvor der nu antages
højere emissioner for Euro 5 i forhold til Euro 4 og mindre reduktion for Euro 6 end antaget ovenfor. Det betyder, at bidragene fra Euro 5 og 6 vil fylde
mere end angivet i Figur 3.3.
Taxier er kun Euro 6 i 2015 pga. af loven om grønne taxier, dvs. at Euro 6
implementeres hurtigere for taxier end det ellers ville være tilfældet. Efterfølgende har der imidlertid været problemer med at få tilstrækkelig mange
45
forskellige bilmærker og modeller på markedet før Euro 6 bliver lovpligtig i
slutningen af 2015, og der er derfor blevet slækket på kravene i loven. Det
betyder, at der vil være færre Euro 6 i 2015 end antaget ovenfor.
Fordelingen mellem varebiler i 2015 er, at benzin kun udgør omkring 7 % og
diesel 93 %. Der er ligeledes flere Euro 4 og 5 dieselvarebiler end benzinvarebiler, da en stigende del af nysalget har været dieselbiler.
Fordelingen af Euroklasser for de tunge køretøjer er påvirket af de nuværende miljøzoner og for rutebusser tillige af miljøkrav i forbindelse med udbud af busservice. De nuværende miljøzoneregler kræver, at de tunge køretøjer er mindst Euro 4 eller at ældre Euroklasser har eftermonteret et partikelfilter. Andelen af Euro 4 og nyere er derfor meget stor for de tunge køretøjer i forhold til person- og varebiler.
Den procentvise fordeling af de forskellige Euroklasser er som supplement
også vist i tabelform i Tabel 3.6.
Tabel 3.4 Den procentvise fordeling af de forskellige Euroklasser i 2015 i København.
Personbil Personbil
Varebil Lastbil<32t Lastbil>32t
Bus
Taxi
Varebil
benzin
diesel
diesel
benzin
diesel
diesel
diesel
diesel
EURO 0
0,7
0,1
0,0
2,1
0,3
0,0
0,0
0,0
EURO 1
3,4
0,3
0,0
7,8
1,6
0,0
0,0
0,0
EURO 2
10,7
1,9
0,0
11,1
3,3
2,0
1,5
1,2
EURO 3
23,5
13,3
0,0
43,9
22,3
9,9
6,1
3,4
EURO 4
34,2
19,3
0,0
24,8
37,4
22,9
13,1
17,9
EURO 5
23,0
57,8
0,0
10,3
35,1
43,4
47,1
59,3
EURO 6
4,5
7,3
100,0
0,0
0,0
21,8
32,3
18,2
100,0
100,0
100,0
100,0
100,0
100,0
100,0
100,0
Euroklasse
Sum
I Figur 3.7 er vist bidraget fra de forskellige køretøjskategorier og Euroklasser til NOx-emissionen på H.C. Andersens Boulevard i 2015. Det ses, at for
personbilernes vedkommende kommer omkring 2/3 fra diesel køretøjerne,
og for varebilerne er det helt overvejende dieselkøretøjer, som bidrager. Alt i
alt kommer 84% af NOx-emissionen fra dieselkøretøjer. Ligeledes ses at fx
omkring 29% af NOx-emissionen kommer fra ældre køretøjer til og med Euro 3.
Figur 3.4 Bidraget fra de forskellige køretøjskategorier og Euroklasser til NOx-emissionen
på H.C. Andersens Boulevard i 2015.
46
Den procentvise fordeling af bidraget fra de forskellige køretøjskategorier og
Euroklasser til NOx-emissionen på H.C. Andersens Boulevard i 2015 er som
supplement også vist i tabelform i Tabel 3.7.
Tabel 3.5 Bidraget fra de forskellige køretøjskategorier og Euroklasser til NOx -emissionen på H.C.
Andersens Boulevard i 2015 i (%).
Personbil Personbil
Taxi
Varebil
benzin
diesel
diesel
benzin
diesel
diesel
diesel
diesel
EURO 0
1,37
0,05
-
0,09
0,13
-
-
-
EURO 1
2,08
0,10
-
0,12
0,44
-
-
-
EURO 2
3,79
0,72
-
0,06
0,87
0,89
0,13
0,40
EURO 3
1,97
5,51
-
0,08
5,00
3,82
0,46
0,91
EURO 4
2,19
6,28
-
0,02
6,79
5,29
0,61
2,81
EURO 5
1,48
13,52
-
0,01
4,59
10,04
2,22
9,30
EURO 6
0,29
0,76
3,71
-
-
0,59
0,18
0,34
13,18
26,94
3,71
0,38
17,82
20,62
3,60
13,75
Euroklasse
Sum
Varebil Lastbil<32t Lastbil>32t
Bus
47
4
Helbredseffekter og samfundsøkonomiske
omkostninger af luftforurening i Roskilde
Kommune
Dette kapitel opgør helbredseffekter i form af for tidlige dødsfald som følge
af al luftforurening i Roskilde Kommune, og de samfundsøkonomiske omkostninger forbundet hermed. Dette sker på baggrund af beregninger med
EVA-systemet, som også beskrives, og som bygger på Impact pathway metoden. Endvidere vurderes, hvor stor en del af de for tidlige dødsfald og relaterede samfundsøkonomiske omkostninger, som skyldes emissioner inden
for Roskilde Kommune.
For tidlige døde og tilhørende samfundsøkonomiske omkostninger er opgjort på et 1x1 km2 gitternet, og alle gitterceller, som berører disse gitterceller, er udvalgt ud fra Roskilde Kommune geografiske afgrænsning, og efterfølgende justeret i forhold til arealet inden for Roskilde Kommune på samme måde som for emissioner.
4.1
Impact pathway metoden
På grundlag af helbredsundersøgelser har det fælleseuropæiske ExternEprojekt udviklet en metode til at opgøre helbredseffekter og relaterede samfundsøkonomiske omkostninger ved luftforureningen. Heri indgår både
samfundsøkonomiske omkostninger ved sygelighed og ved tab af leveår. En
sumfundsøkonomisk omkostning kaldes også en ekstern omkostning, og er
defineret som en omkostning, der påføres andre, og som der ikke betales for
direkte. De eksterne omkostninger ved luftforurening er relateret til luftforureningens helbredseffekter, som opgøres efter den såkaldte ”impact pathway”-metode. I denne metode opgøres de eksterne omkostninger ved luftforurening ud fra forureningskilden, spredningen heraf, befolkningseksponeringen, eksponerings-respons sammenhænge for at kvantificere helbredsbelastningen af både for tidlig død og sygelighed, samt en prissætning af
helbredseffekterne for at kunne opgøre de samlede eksterne omkostninger.
Impact pathway-metoden tager hensyn til at luftforureningen kan variere
ganske meget på grund af langtransport, lokale kilder og kemisk omdannelse. Den tager også hensyn til, at eksponeringen af mennesker afhænger af
emissionskildernes placering, udslipshøjde og spredningsveje mv. Metoden
er stedsspecifik og bygger direkte på atmosfæriske modelleringer, der kan
gøre rede for, hvordan helbredseffekter og de eksterne omkostninger varierer med emissionskilders geografiske placering og styrke. Dermed er det
muligt at give en vurdering af helbredseffekterne og de samfundsøkonomiske omkostninger, afhængigt af, hvor emissionen sker og hvor stor den er, i
forhold til eksponeringen af mennesker. Dette kan bruges til at beskrive bidraget til helbredseffekter og tilhørende samfundsøkonomiske omkostninger af grænseoverskridende luftforurening til Danmark fra udlandet, og til
udlandet fra Danmark.
4.2
Det integrerede modelsystem EVA
Aarhus Universitet, Institut for Miljøvidenskab, har på grundlag af metoden
i ExternE udviklet sit eget modelsystem EVA (Economic Valuation of Air
pollution), der med udgangspunkt i danske værdisætninger af helbredseffekterne, kan beregne de eksterne omkostninger relateret til de enkelte emis48
sioner under hensyntagen til hvor den geografiske placering af emissionerne
i forhold til hvor befolkningen befinder sig (Brandt el al. 2010b; 2011a;b;
2013a;b). Dette system er baseret på en atmosfærisk kemisk-transportmodel
for beregning af luftkvalitet (den Danske Eulerske Hemisfæriske Model DEHM) (Christensen 1997; Brandt et al. 2012) og eksponering af befolkningen, dosis-respons sammenhænge for beregning af helbredseffekter, samt
værdisætning af helbredseffekterne. Værdisætningen er baseret på betalingsvillighed for at undgå fx for tidlige dødsfald og markedspriser for fx
hospitalsindlæggelser og øget medicinforbrug.
Med EVA-systemet kan beregnes helbredseffekter og samfundsøkonomiske
omkostninger relateret til emissioner af bl.a. NH3 (ammoniak), NMVOC
(flygtige organiske kulbrinter), NOx (kvælstofoxider), CH4 (metan), PM2.5
(direkte emitteret), SO2 (svolvdioxid) og CO (kulilte). Helbredseffekterne af
NOx– (nitratpartikler), SO2– (sulfatpartikler) og NH3-emission er især relateret til, at disse stoffer i atmosfæren omdannes til sekundære uorganiske partikler. Bidraget fra dannelsen af sekundære organiske partikler er ikke medtaget i de nuværende beregninger, da beskrivelsen af disse partikler i modellen ikke er tilstrækkelig på nuværende tidspunkt. Helbredseffekterne optræder både lokalt og langt fra kilden pga. lang-transport af luftforureningen. Det er i beregningerne antaget, at alle partikler er lige sundhedsskadelige. Et nyere review af helbredseffekter af luftforurening tyder dog på, at
kulstofholdige partikler er mere sundhedsskadelige end ikke-kulstofholdige
partikler (Rohr & Wyzga 2012), men der er endnu ikke konsensus omkring,
hvordan dette i givet fald skal kvantificeres i beregninger af denne type (Ellermann et al. 2014).
EVA-systemet har været anvendt i undersøgelser af enkelt kilder (Andersen
et al. 2007; 2008), til beregning af enhedsomkostninger for emissioner
(Brandt et al. 2010a), beregning af helbredseffekter og eksterne omkostninger i Danmark for forskellige emissionssektorer (Brandt et al. 2010b; 2011a;
2013a;b), for afgrænsede områder som Københavnsområdet (Brandt et al.
2013c) samt vurdering af road pricing i Danmark (Jensen et al. 2010) og
trængselsring i København (Jensen et al. 2012).
4.2.1
Impact-pathway metoden
Det grundlæggende princip bag EVA-systemet er at bruge de bedst mulige
videnskabelige metoder i alle leddene af ”impact-pathway”-kæden (se Figur
4.1.) baseret på den bedst tilgængelige viden.
49
Figur 4.1 Et skematisk diagram over “impact-pathway” metoden. En emission fra en forurenende kilde et bestemt sted resulterer (via atmosfærisk transport og kemiske omdannelser) i en fordeling af koncentrationen i luften, som sammen med detaljerede befolkningsdata kan bruges til at beregne eksponeringen af befolkningen. Effekter på menneskers
helbred findes ved brug af eksponering-respons funktioner og til sidst værdisættes de individuelle effekter for at finde de totale eksterne omkostninger.
4.2.2
Modelområdet i Europa
Modelområdet, der danner udgangspunkt for beregninger af helbredseffekter og eksterne omkostninger i denne rapport, er vist i Figur 4.2. Der er flere
modeldomæner inkluderet i DEHM; dels et domæne, der dækker den nordlige halvkugle (hemisfære) for at tage hensyn til den interkontinentale
transport af luftforurening, dels et domæne der dækker Nordeuropa inkl.
Danmark, med højere opløsning, for at kunne beregne luftforureningen og
effekterne mere præcist i området omkring Danmark.
Figur 4.2 Eksempel på koncentrationsberegninger med DEHM modellen inden for modelområdet i Europa for PM2.5 i 2012. Modelområdet for Europa dækker det geografiske
Europa, dvs. Vest- og Østeuropa og afgrænset mod øst ved Uralbjergene. I det følgende
refererer Europa derfor til modelområdet. Udover emissioner fra Europa inddrager DEHM
også øvrige emissioner fra den nordlige halvkugle.
50
4.2.3
Helbredseffekter
Følgende helbredseffekter indgår bl.a. i EVA-systemet:












Kronisk bronchitis
Dage med nedsat aktivitet (sygedage)
Hospitalsindlæggelser for luftvejslidelser
Hospitalsindlæggelser for cerebro-vaskulære lidelser
Tilfælde af hjertesvigt
Lungecancer
Brug af bronkodilatatorer blandt børn og voksne
Episoder med hoste blandt børn og voksne
Episoder med nedre luftvejssymptomer blandt børn og voksne
Akutte dødsfald, som følge af korttidseksponering
Kroniske tabte leveår (YOLL), som følge af langtidseksponering
Dødsfald blandt spædbørn
Et for tidligt dødsfald svarer i gennemsnit til omkring 10,6 tabte leveår
(YOLL) i Europa.
4.2.4
Eksterne omkostninger
Den økonomiske værdisætning af effekter kaldes også for indirekte omkostninger, eksterne omkostninger, eksternaliteter eller samfundsøkonomiske
omkostninger. Der er direkte omkostninger forbundet med produktionen af
elektricitet i form af opførelse af kraftværker og forbrug af kul, hvorimod de
helbredsrelaterede omkostninger fra luftforureningen, der kommer fra
kraftværket, ikke er relateret direkte til produktion og forbrug, og derfor betegnes som indirekte eller eksterne omkostninger. De eksterne omkostninger
er knyttet til fx sygdom, for tidlige dødsfald eller sygedage med deraf tabt
arbejdsfortjeneste eller omkostninger for samfundet i form af tabt omsætning eller øgede hospitalsomkostninger.
4.2.5
Luftforureninger
Helbredseffekter for de kemiske stoffer, som er medtaget i EVA-systemet er:
De primært emitterede partikler - der betegnes som PPM2,5, de sekundært
dannede uorganiske partikler SO42- (sulfatpartikler), NO3- (nitratpartikler) og
NH4+ (ammoniumpartikler), samt gasserne SO2 (svovldioxid), CO (kulilte)
og O3 (ozon). For nuværende er det kun helbredseffekter, der er medtaget i
EVA-systemet. Miljøeffekter og effekter på klimaet vil blive implementeret
på et senere tidspunkt.
For O3 er både de positive og negative helbredseffekter medtaget i beregningerne. O3 er direkte sundhedsskadeligt, og har derfor negative helbredseffekter. Men lokale emissioner af kvælstofoxider (NOx=NO+NO2) kan bidrage til en reducering af O3 niveauerne (NO går sammen med O3 og danner
NO2), og derfor er der også en ”positiv” effekt af NOx, da O3 reduceres. Beregninger for CO er også inkluderet, men effekten fra dette stof er minimal.
De sekundært dannede uorganiske partikler SO42-, NO3- og NH4+ dannes via
kemiske reaktioner i atmosfæren ud fra de primære emitterede gasser (SO2,
NOx, NH3) i løbet af timer til dage, og derfor vil disse partikler for en stor
dels vedkommende være blæst væk fra Danmark, og bidrager derfor primært til partikelforurening uden for Danmark. På den anden side er der derfor også et relativt stort bidrag fra udlandet af disse partikler.
51
I DEHM-modellen indgår bl.a. emissioner af stofferne CO, SOx, NOx, NH3,
PM2,5, NMVOC og CH4. Det bemærkes, at DEHM (ligesom mange andre tilsvarende modeller i verden) ikke inkluderer alle typer af atmosfæriske partikler. Specielt er de sekundære organiske partikler (SOA), som til dels dannes af naturlige emissioner fra vegetation (mono-terpener) ikke med i beregningerne pt.
4.2.6
Udenlandske emissioner
Emissionsdata til DEHM er baseret på en række europæiske og globale
emissionsopgørelser, da modellen dækker den nordlige halvkugle.
Der indgår en del naturlige emissioner i DEHM, bl.a. isopren fra vegetation,
som spiller en rolle for beregninger af ozon, samt NOx-emissioner fra lyn og
jord i relation til nitrifikation og denitrifikation, partikler fra skovbrande,
mv. En beskrivelse af de naturlige emissioner i DEHM er givet i Brandt et al.
(2012).
4.2.7
Danske emissioner
For Danmark er DEHM-beregninger baseret på 1 x 1 km2 emissionsdata for
Danmark for alle emissionsklasser for 2010 baseret på SPREADemissionsmodellen (Plejdrup & Gyldenkærne, 2011).
4.3
Helbredseffekter
Ud fra EVA-beregninger for Hovedstadsregionen for 2010 (Brandt et al.
2013c) er data for Roskilde Kommune udvalgt. Udtrækket for befolkningsdata viste 84.200 personer, som passer godt med kommunens indbyggertal.
Antallet af for tidlige dødsfald er brugt som indikator for alle de helbredseffekter, som indgår i EVA-systemet, da de udgør en væsentlig del af tilhørende samfundsøkonomiske omkostninger.
Antallet af for tidlige dødsfald i Roskilde Kommune er beregnet til 64. Det
svarer til omkring 680 tabte leveår. Disse skyldes al luftforurening og befolkningens eksponering herfor ud fra emissioner inden for Roskilde Kommune og alle andre emissioner i Danmark og fra udlandet. Til sammenligning har EVA-systemet beregnet, at luftforureningen forårsager omkring
3.300 for tidlige dødsfald i Danmark i 2011 (Ellermann et al. 2014).
I forbindelse med EVA-beregninger for København (Brandt et al. 2013c) blev
det vist, at de lokale emissionskilder i Københavns Kommune og Frederiksberg Kommune bidrager med omkring 12% af de samlede for tidlige dødsfald i Københavns Kommune og Frederiksberg Kommune. For Roskilde
Kommune må de lokale kilders andel formodes at være lavere. Det betyder
tilsvarende, at en meget høj procentdel på mere end 88% af de for tidlige
dødsfald i Roskilde Kommune skyldes øvrige emissioner i Danmark og udlandet.
Den geografiske fordeling af de for tidlige dødsfald er vist i Figur 4.3. Som
forventet er der flest for tidlige dødsfald i byområderne, og hvor befolkningstætheden er størst, dvs. i Roskilde.
52
Figur 4.3 Antal for tidlige dødsfald pr. km2 i 2010 i Roskilde Kommune relateret til al
luftforurening i kommunen pga. emissioner inden for Roskilde Kommune og alle andre
emissioner i Danmark og fra udlandet.
4.4
Samfundsøkonomiske omkostninger
De samfundsøkonomiske omkostninger relateret til helbredseffekter af al
luftforurening i Roskilde Kommune, som skyldes emissioner inden for Roskilde Kommune og alle andre emissioner i Danmark og fra udlandet, er beregnet til omkring 500 mio. kr. i 2010.
Til sammenligning har EVA-systemet i forbindelse med et større forskningsprojekt CEEH beregnet at de samfundsøkonomiske omkostninger for
al luftforurening i Danmark er omkring 28 milliarder kr. i 2011 (Brandt et al.
2011a).
I forbindelse med EVA-beregninger for København (Brandt et al. 2013c) blev
det estimeret, at lokale emissioner i Københavns Kommune og Frederiksberg Kommune kun bidrager med omkring 11% af de totale samfundsøkonomiske omkostninger. Det betyder omvendt, at omkring 89% af alle eksterne omkostninger relateret til luftforurening i København skyldes emissioner
53
uden for København. Det er sandsynligvis endnu mere udtalt for Roskilde
Kommune.
Den geografiske fordeling af de samfundsøkonomiske omkostninger er vist i
Figur 4.4. Som forventet følger den geografiske fordeling antallet af for tidlige dødsfald.
Figur 4.4 Samfundsøkonomiske omkostninger pr. km2 i 2010 relateret til al luftforurening i
Roskilde Kommune pga. emissioner inden for Roskilde Kommune og alle andre emissioner i Danmark og fra udlandet.
54
Referencer
Andersen, M.S., Frohn, L.M., Brandt, J. & Jensen, S.S., 2007: External effects
from power production and the treatment of wind energy (and other renewables) in the Danish energy taxation system. In: Deketelaere, K. et al., eds.:
Critical Issues in Environmental Taxation: International and Comparative
Perspectives, Volume IV. Oxford University Press, pp 319-337.
Andersen, M.S., L. M. Frohn, J.S. Nielsen, M.J.B. Jensen, S.S. Jensen, J.H.
Christensen & Brandt, J., 2008: A Non-linear Eulerian Approach for Assessment of Health-cost Externalities of Air Pollution. Proceedings from the European Association of Environmental and Resource Economists 16th Annual
Conference, Gothenburg, Sverige, 25. juni 2008 - 28. juni 2008. pp 23.
Brandt, J., Silver, J.D., Gross, A. & Christensen, J.H. 2010a: Marginal damage
cost per unit of air pollution emissions, Roskilde: National Environmental
Research Institute. 23 p. Specific agreement 3555/B2010/EEA.54131 implementing framework contract ref. no. EEA/IEA/09/002. (The results in the
report was used in “Road user charges for heavy goods vehicles (HGV) Tables with external costs of air pollution”, EEA Technical report No 1/2013,
ISSN 1725-2237, pp. 88.).
Brandt, J., Silver, D.D., Frohn, L.M., Christensen, J.H., Andersen, M.S., Geels,
C., Gross, A., Hansen, K.M., Hansen, A.B., Hedegaard, G.B. & Skjøth, C.A.,
2010b: Assessment of Health-Cost Externalities of Air Pollution at the National Level using the EVA Model System. Proceedings of the International
Conference on Energy, Environment and Health – Optimisation of Future
Energy Systems. May 31-June 2, Carlsberg Academy, Copenhagen, Denmark. pp. 89-94.
Brandt, J., Silver, J.D., Christensen, J.H., Andersen, M.S., Bønløkke, J.,
Sigsgaard, T., Geels, C., Gross, A., Hansen, A.B., Hansen, K.M., Hedegaard,
G.B., Kaas E. & Frohn L.M., 2011a: Assessment of Health-Cost Externalities
of Air Pollution at the National Level using the EVA Model System. CEEH
Scientific Report No 3, Centre for Energy, Environment and Health Report
series, March 2011, p. 98. Findes på: www.ceeh.dk
Brandt, J., Silver, J.D., Christensen, J.H., Andersen, M.S., Bønløkke, J.H.,
Sigsgaard, T., Geels, C., Gross, A., Hansen, A.B., Hansen, K.M., Hedegaard,
G.B., Kaas E. & Frohn L.M., 2011b: EVA– en metode til kvantificering af
sundhedseffekter og eksterne omkostninger. Temanummer om helbredseffekter af vedvarende energi. Sundhedsstyrelsens Rådgivende Videnskabelige Udvalg for Miljø og Sundhed. Formidlingsblad 17. årgang, suppl. 1, okt.
2011, pp 3-10.
Brandt, J., Silver, J.D., Frohn, L.M., Geels, C., Gross, A., Hansen, A.B., Hansen, K.M., Hedegaard, G.B., Skjøth, C.A., Villadsen, H., Zare, A. & Christensen, J.H., 2012: An integrated model study for Europe and North America
using the Danish Eulerian Hemispheric Model with focus on intercontinental transport. Atmospheric Environment, Volume 53, June 2012, pp. 156-176,
doi:10.1016/j.atmosenv.2012.01.011.
55
Brandt, J., Silver, J.D., Christensen, J.H., Andersen, M.S., Bønløkke, J.,
Sigsgaard, T., Geels, C., Gross, A., Hansen, A.B., Hansen, K.M., Hedegaard,
G.B., Kaas E. & Frohn L.M., 2013a: Contribution from the ten major emission
sectors in Europe to the Health-Cost Externalities of Air Pollution using the
EVA Model System – an integrated modelling approach. Atmospheric
Chemistry and Physics, Vol. 13, pp. 7725-7746, 2013. Findes på: www.atmoschem-phys.net/13/7725/2013/. doi:10.5194/acp-13-7725-2013.
Brandt, J., Silver, J.D., Christensen, J.H., Andersen, M.S., Bønløkke, J.,
Sigsgaard, T., Geels, C., Gross, A., Hansen, A.B., Hansen, K.M., Hedegaard,
G.B., Kaas, E. & Frohn, L.M. 2013b: Assessment of Past, Present and Future
Health-Cost Externalities of Air Pollution in Europe and the contribution
from international ship traffic using the EVA Model System. Atmospheric
Chemistry and Physics. Vol. 13, pp. 7747-7764, 2013. Findes på: www.atmoschem-phys.net/13/7747/2013/. doi:10.5194/acp-13-7747-2013.
Brandt, J., Jensen, S.S. & Plejdrup, M.S., 2013c: Beregning af sundhedseffekter relateret til luftforurening i København og Frederiksberg ved brug af
modelsystemet EVA. Aarhus Universitet, DCE–Nationalt Center for Miljø og
Energi, pp. 46. Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø
og Energi nr. 64. Findes på: http://dce2.au.dk/pub/SR64.pdf
Christensen, J.H., 1997: The Danish Eulerian Hemispheric Model e a threedimensional air pollution model used for the Arctic. Atmospheric Environment 31, 4169-4191 pp.
Ellermann, T., Nordstrøm, C., Brandt, J., Christensen, J., Ketzel, M. & Jensen,
S.S., 2011: The Danish Air Quality Monitoring Programme. Annual Summary for 2010. National Environmental Research Institute, Aarhus University. 55 pp. -NERI Technical Report No. 836. Findes på:
http://www.dmu.dk/Pub/FR836.pdf
Ellermann, T., Nøjgaard, J.K., Nordstrøm, C., Brandt, J., Christensen, J., Ketzel, M., Jansen, S., Massling, A. & Jensen, S.S., 2013: The Danish Air Quality
Monitoring Programme. Annual Summary for 2012. Scientific Report from
DCE – Danish Centre for Environment and Energy. No. 67. 62 pp. Findes på:
http://dce2.au.dk/pub/SR67.pdf
Ellermann, T., Brandt, J., Hertel, O., Loft, S., Andersen, Z.J., RaaschouNielsen, O., Bønløkke, J., & Sigsgaard, T., 2014: ”Luftforureningens indvirkning på sundheden i Danmark - Sammenfatning og status for nuværende
viden”. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi. Videnskabelig rapport fra DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 96,
154 pp. Findes på: http://dce2.au.dk/pub/SR96.pdf
Hoek, G., Krishnan, R.M., Beelen, R., Peters, A., Ostro, B., Brunekreef, B. &
Kaufman, J.D., 2013: Long-term air pollution exposure and cardio- respiratory mortality: a review. Environ Health 12:43; doi:10.1186/1476-069X-12-43.
Jensen, S.S., Løfstrøm, P., Berkowicz, R., Olesen, H.R., Frydendal, J., Fuglsang, K. & Hummelshøj, P., 2004: Luftkvalitet langs motorveje - Målekampagne og modelberegninger. Danmarks Miljøundersøgelser, 67 s. – Faglig
rapport fra DMU nr. 522. Findes på:
http://www2.dmu.dk/1_Viden/2_Publikationer/3_Fagrapporter/rapporte
r/FR522_2udgave.pdf
56
Jensen, S.S., Løfstrøm, P., Berkowicz, R., Olesen, H.R., Frydendal, J., Madsen,
I.L., Fuglsang, K. & Hummelshøj, P., 2005: Kortlægning af luftkvalitet langs
motorveje. Trafikdage på Aalborg Universitet 22.-23. august 2005. Findes på:
www.trafikdage.dk/td/papers/papers05/Trafikdage-2005-419.pdf
Jensen, S.S., Ketzel, M. & Andersen, M.S., 2010: Road pricing, luftforurening
og eksternalitetsomkostninger. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 48 s. Faglig rapport fra DMU Nr. 770. Findes på:
http://www.dmu,dk/pub/FR770.pdf
Jensen, S.S., Ketzel, M. & Winther, M., 2012: Luftkvalitetsvurdering af
trængselsafgifter i København. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center
for Miljø og Energi, 48 s. Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center
for Miljø og Energi nr. 16. http://www.dmu.dk/Pub/SR16.pdf
Jensen, S.S., Ketzel, M., Nøjgaard, J.K. & Becker, T., 2011: Hvad er effekten af
miljøzoner for luftkvaliteten? - Vurdering for København, Frederiksberg,
Aarhus, Odense, og Aalborg. Slutrapport. Danmarks Miljøundersøgelser,
Aarhus Universitet 110 s. –Faglig rapport nr. 830. Findes på:
http://www.dmu.dk/Pub/FR830.pdf
Jensen, S.S., Ketzel, M., Brandt, J. & Winther, M., 2012: Luftkvalitetsvurdering af ren-luftzone i København. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 86 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt
Center for Miljø og Energi nr. 25. Findes på:
http://www.dmu.dk/Pub/SR25.pdf
Jensen, S.S., Brandt, J., Ketzel, M. & Plejdrup, M., 2013: Kildebidrag til sundhedsskadelig luftforurening i København. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 85 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og Energi nr. 57. Findes på:
http://www2.dmu.dk/Pub/SR57.pdf
Jensen, S.S. & Ketzel, M., 2013: Effekt af ren-luftzoner for luftforurening med
sodpartikler. Aarhus Universitet, DCE – Nationalt Center for Miljø og Energi, 32 s. - Videnskabelig rapport fra DCE - Nationalt Center for Miljø og
Energi nr. 80. Findes på: http://dce2.au.dk/pub/SR80.pdf
Nielsen, O-K., Winther, M., Mikkelsen, M.H., Hoffmann, L., Nielsen, M.,
Gyldenkærne, S., Fauser, P., Plejdrup, M.S., Albrektsen, R. & Hjelgaard, K.,
2010: Annual Danish Informative Inventory Report to UNECE. Emission inventories from the base year of the protocols to year 2008. National Environmental Research Institute, Aarhus University, Denmark. 565pp. – NERI
Technical Report no 776. Findes på: http://www.dmu.dk/Pub/FR776.pdf
Normander, B., Jensen, T.S., Henrichs, T., Sanderson, H. & Pedersen, A.B.
(red.), 2009: Natur og Miljø 2009. – Del A: Danmarks miljø under globale udfordringer. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 94 s. – Faglig
rapport fra DMU nr. 750. Findes på:
http://www.dmu.dk/Pub/FR750_A.pdf
Olesen, H.R., Wåhlin, P. & Illerup, J.B., 2010a: Brændefyrings bidrag til luftforurening. Nogle resultater fra projektet WOODUSE. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 71s. - Faglig rapport fra DMU nr. 779. Findes på: http://www.dmu.dk/Pub/FR779.pdf
57
Olesen, H.R., Jensen, S.S. & Stubkjær, J., 2010b: Brug af brændeovne i Slagslunde. Resultater fra en spørgeskemaundersøgelse inden for projektet
WOODUSE. Danmarks Miljøundersøgelser, Aarhus Universitet. 36 s. - Arbejdsrapport fra DMU nr. 260.
Palmgren, F., Glasius, M., Wåhlin, P., Ketzel, M., Berkowicz, R., Jensen, S.S.,
Winther, M., Illerup, J.B., Andersen, M.S., Hertel, O., Vinzents, P.S., Møller,
P., Sørensen, M., Knudsen, L.E., Schibye, B., Andersen, Z.J., Hermansen, M.,
Scheike, T., Stage, M., Bisgaard, H., Loft, S., Lohse, C., Jensen, K.A., KofoedSørensen, V. & Clausen, P.A., 2005: Luftforurening med partikler i Danmark.
Miljøstyrelsen. - Miljøprojekt 1021: 84 s. (elektronisk). Findes på:
http://www.mst.dk/Publikationer/Publikationer/2005/06/87-7614-7207.htm
Palmgren, F. (ed.), 2009: Luftforurening med partikler - et sundhedsproblem.
Miljøbibliotek 14, Hovedland.
Plejdrup, M.S. & Gyldenkærne, S., 2011: Spatial distribution of emissions to
air – the SPREAD model. National Environmental Research Institute, Aarhus University, Denmark. 72 pp. – NERI. Technical Report no. FR823. Findes
på: http://www.dmu.dk/Pub/FR823.pdf
Rohr, A.C. & Wyzga, R.E., 2012: Attributing health effects to individual particulate matter constituents. Atmospheric Environment. Volume 62, December 2012, Pages 130–152.
Skov, H., Christensen, C.S., Fenger, J., Essenbæk, M., Larsen, D. & Sørensen,
L., 2000: Exposure to indoor air pollution in a reconstructed house from the
Danish Iron Age. Short communication. Atmospheric Environment 34 (2000)
3801-3804.
58
Bilag 1: Indregistreringsdatoer for
Euroemissionsnormer
Første indregistreringsdato er opsummeret for de forskellige Euroemissionsklasser i nedenstående tabeller for hhv. personbiler, varebiler og lastbiler/busser (Winther 2012). Alle solgte biler skal opfylde den pågældende
Euronorm efter første indregistreringsdato. Euronormerne træder derfor juridisk i kraft ved denne dato.
Eksempelvis er første indregistreringsdato for en Euro 3 dieseldreven personbil 1.1.2001 dvs. alle solgte biler efter 1.1.2001 skal være Euro 3, og Euro 3
kan sælges frem til 1.1.2006, hvor Euro 4 starter. I 2014 vil Euro 3 dieseldreven personbiler derfor kunne være omkring 9-14 år.
En given Euroklasse skal senest typegodkendes et år tidligere end første
indregistreringsdato. Det betyder i praksis at en given Euroklasse også sælges før første indregistreringsdato. I de oplysninger om bilparken, som ligger til grund for efterfølgende emissionsberegninger er der taget hensyn til
dette.
59
Table 1 Overview of the existing EU emission directives for road transport vehicles.
Vehicle category
Emission layer
EU directive
First reg. date
Passenger cars (gasoline)
PRE ECE
-
-
ECE 15/00-01
70/220 - 74/290 1972a
ECE 15/02
77/102
1981b
ECE 15/03
78/665
1982c
ECE 15/04
83/351
1987d
Euro I
91/441
1.10.1990e
Euro II
94/12
1.1.1997
Euro III
98/69
1.1.2001
Euro IV
98/69
1.1.2006
Euro V
715/2007
1.1.2011
Euro VI
715/2007
1.9.2015
Conventional
-
-
ECE 15/04
83/351
1987d
Euro I
91/441
1.10.1990e
Euro II
94/12
1.1.1997
Euro III
98/69
1.1.2001
Euro IV
98/69
1.1.2006
Euro V
715/2007
1.1.2011
Euro VI
715/2007
1.9.2015
-
-
Passenger cars (diesel and LPG)
Light duty trucks (gasoline and diesel) Conventional
Heavy duty vehicles
Mopeds
Motor cycles
ECE 15/00-01
70/220 - 74/290 1972a
ECE 15/02
77/102
1981b
ECE 15/03
78/665
1982c
ECE 15/04
83/351
1987d
Euro I
93/59
1.10.1994
Euro II
96/69
1.10.1998
Euro III
98/69
1.1.2002
Euro IV
98/69
1.1.2007
Euro V
715/2007
1.1.2012
Euro VI
715/2007
1.9.2016
Euro 0
88/77
1.10.1990
Euro I
91/542
1.10.1993
Euro II
91/542
1.10.1996
Euro III
1999/96
1.10.2001
Euro IV
1999/96
1.10.2006
Euro V
1999/96
1.10.2009
Euro VI
595/2009
1.1.2014
Conventional
-
-
Euro I
97/24
2000
Euro II
2002/51
2004
Conventional
-
-
Euro I
97/24
2000
Euro II
2002/51
2004
Euro III
2002/51
2007
a,b,c,d: Expert judgement suggest that Danish vehicles enter into the traffic before EU directive first registration dates. The effective inventory starting years are a: 1970; b: 1979;
c: 1981; d: 1986.
e: The directive came into force in Denmark in 1991 (EU starting year: 1993).
60
[Tom side]
PARTIKELFORURENING OG HELBREDSEFFEKTER
I ROSKILDE KOMMUNE
Rapporten beskriver luftforureningen og dens kilder, samt
dens sundhedsbelastning og tilhørende samfundsøkonomiske omkostninger i Roskilde Kommune med vægt på
partikelforurening. Rapporten bygger på en sammenstilling
af eksisterende viden og tilgængelige data.
ISBN: 978-87-7156-082-4
ISSN: 2244-9981